uso de ferramentas ecotoxicológicas na · faculdade de ciências da universidade do porto ......

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Uso de ferramentas ecotoxicológicas na avaliação da qualidade da água:

um caso de estudo

na albufeira de

Crestuma-Lever

(Norte de Portugal)

Fernanda Krieger de Mello Bastian

Mestrado em Biologia e Gestão da Qualidade da Água Departamento de Biologia 2013 Orientadora Doutora Sara Cristina Antunes, Professora Auxiliar Convidada, Faculdade de Ciências da Universidade do Porto Co-orientadora Doutora Maria da Natividade Vieira, Professora Associada com Agregação do Departamento de Biologia da FCUP

ii

Todas as correções determinadas

pelo júri, e só essas, foram efetuadas.

O Presidente do Júri,

Porto, ______/______/_________

iii

Dissertação submetida à Faculdade de Ciências da

Universidade do Porto, para a obtenção do grau de

mestre em Biologia e Gestão da Qualidade da Água, da

responsabilidade do Departamento de Biologia.

A presente tese foi desenvolvida sob a orientação

científica da Doutora Sara Cristina Antunes, Professora

Auxiliar Convidada do Departamento de Biologia da

FCUP; e co-orientação científica da Doutora Maria da

Natividade Vieira, Professora Associada com

Agregação do Departamento de Biologia da FCUP.

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AGRADECIMENTOS

No país das gaivotas, inicio meus sinceros agradecimentos com uma passagem de

Fernão Capelo Gaivota, cujo livro é de mesmo nome, de 1970:

"Vocês querem voar tão alto, a ponto de perdoar o bando, aprender e voltar a eles, um

dia, e trabalhar para ajudá-los a se conhecerem?”

Pai e mãe, minha eterna gratidão, por tudo. Ensinamentos, carinho, encorajamento, apoio

psicológico, emocional e financeiro. Foi no seio da vossa criação que eu “criei” asas e é

graças ao vosso encorajamento que eu migro com novos ventos. Pai, mãe, Dani e Gui

obrigada pelo amor e força incondicionais. Sem esta estrutura, o caminho seria muito

mais árduo.

À Professora Doutora Sara, pelo trabalho prático no laboratório, pelos “puxões de orelha”,

por trazer-me de volta à Terra, quando muito divagava. Pela orientação, no real sentido

da palavra, pelo ensino, por todo o percurso até aqui. De grande, enorme-valia. Muito

obrigada!

E à Professora Doutora Natividade, por sempre transmitir-me calma desde o início, por

entender as minhas dificuldades diante dos conteúdos abordados nas disciplinas do

mestrado, por me ter ouvido em momentos difíceis e me ter conduzido à professora Dra.

Sara.

À Doutora Sara e à Doutora Natividade, por estas simbolizarem, em minha trajetória, as

duas gaivotas que instruem Fernão Capelo a alçar seu mais alto vôo.

Ao José Vivas, pelo pontapé inicial. Francisco Norberto Araújo, painho, por cuidar de mim

em momentos de plena execução dos trabalhos do mestrado. Ao Michelin pelos diálogos

sempre harmoniosos. À Anisa, pelo seu coração fraterno. À Chiara, pela amizade desde

que cheguei no Porto. À Miriam Miranda, pela sua presença fundamental durante o

mestrado, foste um anjo. À Clari, pela iniciativa em manter contato através de cartas! À

Ló, Jói, Elisa, Tais, pela amizade e carinho, mesmo além-mar. Ao Fernando Vilarinho e

Miguel (ICBAS), pelos incessantes empréstimos de livros. Ao Saimon Berthuline

Gonzales, pelos ensinamentos, somente aqui pude entender muitas das coisas das quais

me falava. Aos amigos Naia Lua, Vecchiato, Sina, Arcádio, Eslabão, Dona Goretti,

Chalita, Cristina e Gervais. À Margarida, pelo companheirismo e amizade nesta última

etapa. Ao Kostiantyn, pelas dicas de emprego, pela força, pela dica da ferramenta “ctrl +

F”. À Nina e ao Pedro.

A todos os professores deste mestrado, pela transferência do conhecimento científico.

“Desde que estou aqui, passo o tempo andando, perambulando, pensando, pensando, e

sinto o ânimo crescer dia a dia... E, agora, Kostia, já sei e compreendo que em nosso

trabalho - tanto faz se actuamos no palco ou escrevemos - o importante não é a glória,

nem o brilho ou a realização dos sonhos, e sim saber sofrer. Saber carregar a cruz e ter

fé! Eu tenho fé e não sinto tanta dor, e quando penso em minha profissão, já não

temo a vida” (Nina, A Gaivota, Anton Tcheckov).

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“Se há suficiente autoridade para remover um charco

putrido próximo de umas quantas habitações modestas,

decerto que aos rios que percorrem tantos quilometros não

se poderá permitir que sejam transformados em esgotos em

fermentação. Se descurarmos o assunto, não poderemos

esperar que se faça em impunidade, nem devemos ficar

surpreendidos se antes de decorridos muitos anos uma

estação de tempo quente nos trouxer a triste prova da nossa

incúria” (Michael Faraday, 1855, em carta ao The Times).

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RESUMO

A água, embora seja um recurso natural renovável, é um elemento limitado e insubstituível para as diferentes formas de vida. Neste sentido, a gestão ambiental integrada e a gestão dos recursos hídricos são indispensáveis para a proteção, controlo e monitorização do estado das massas de água. A barragem de Crestuma-Lever foi construída para fins energéticos, mas atualmente o seu uso é diverso (e.g. hidroenergia, água para consumo humano, irrigação, pesca, lazer e recreação). Dentre os problemas relacionados à construção de barragens ao longo dos cursos dos rios estão as profundas alterações que estes ecossistemas sofrem (e.g. variação do caudal, entrada excessiva de nutrientes, elevada turvação levando à redução da entrada de luz, depleção do oxigénio, e mais drasticamente a transição de um sistema lótico a sistema lêntico com alteração das comunidades). Estas alterações podem levar à deterioração da qualidade da água. Assim, a implementação legal dentro da Directiva Quadro da Água (DQA) veio minimizar a lacuna existente sobre o correto uso e gestão das massas de água. A DQA é uma política europeia de gestão da qualidade da água, em que o principal objetivo incide sobre a proteção, o melhoramento e a recuperação de todas as massas de águas superficiais e subterrâneas e garantir o seu bom estado ecológico até 2015. As albufeiras são classificadas pela DQA como massas de água fortemente modificadas, que estão vulneráveis a pressões antropogénicas. Na perspectiva de gestão ambiental, e de acordo com as premissas de avaliação da qualidade da água segundo a DQA, o presente trabalho teve como objetivo principal avaliar a qualidade da coluna de água da albufeira de Crestuma-Lever, através da quantificação de parâmetros físicos e químicos gerais propostos pela DQA e através de ensaios ecotoxicológicos. Deste modo, foram recolhidas amostras de água e sedimentos em dois pontos distintos dentro da albufeira. Com as amostras recolhidas foram realizados ensaios de toxicidade aguda e crónica para a água e sedimento (através de elutriados) dos dois pontos de amostragem com o microcrustáceo Daphnia magna e a bactéria Aliivibrio fischeri (ensaio de Microtox®). Paralelamente, as águas foram caraterizadas através de alguns parâmetros físicos e químicos. Foi ainda quantificado o conteúdo em clorofila a das amostras de água de modo a classificar a massa de água de acordo com um dos elementos biológicos propostos pela DQA. Os dados obtidos pelos parâmetros físicos e químicos bem como o conteúdo em clorofila a permitiram classificar as águas recolhidas no ponto Crestuma-Lever em Potencial Ecológico Bom a Superior e a classificação de Razoável, Medíocre ou Mau para as águas do ponto de amostragem Marina. Os ensaios agudos e crónicos corroboraram os resultados obtidos pela “abordagem DQA”, não se tendo registado efeitos negativos para qualquer matriz da coluna de água avaliada. No entanto, nos elutriados realizados com sedimentos do ponto de amostragem Marina, observou-se a morte de alguns organismos, quando expostos a 100% do elutriado.

Palavras-chave: Gestão Ambiental, albufeiras, Directiva Quadro da Água, Daphnia

magna, ensaios ecotoxicológicos, Microtox®, elutriados.

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ABSTRACT

The water, despite being a renewable natural resource, is also a limited and irreplaceable resource for different life forms. Therefore, the integrated environmental management is necessary to protect, control and monitor the state/conditions of aquatic environments. The dam Crestuma-Lever was built for energy supply but currently has many uses (e.g. hydropower, human water supply, agriculture, fishing, entertainment and recreation). Within the problems related to construction of dams along rivers are the extensive alterations and pressures observed in these ecosystems (e.g. variation of riverbed, excessive nutrient input, the increase of turbidity with the decrease of the light in the aquatic environment, a reduction in the oxygen, and more drastically the transition of lothic to lenthic ecosystem, with communities alterations). These changes lead to a decrease in the water quality. Hence, the Water Framework Directive (WFD) plays an essential role in the reduction of the existent faults over the correct use and water quality management. WFD is the European Water Policy and its main goal is focused in protecting, increasing and recovering all surface and underground waters, in order to achieve a good ecological status until 2015. According to WFD, reservoirs are identified as strongly modified aquatic ecosystems, that are vulnerable to anthropogenic pressures. In integrated environmental management perspective, namely of aquatic resources, the present work aimed to assess the quality of the water column from Crestuma-Lever reservoir through the quantification of physical and chemical parameters proposed by WFD and through ecotoxicological assays. To attain this objective, water and sediments were collected in two sampling points in Crestuma-Lever reservoir. Acute and chronic assays with water and elutriates (extracted from sediments), from Crestuma-Lever reservoir, were conducted using the microcrustacean Daphnia magna and the bacteria Aliivibrio fischeri (Microtox® assay). Additionally, water samples were characterized in order to physical and chemical parameters and pigment content – chlorophyll a. The latter was used to classify the water bodie following WFD for biological parameter. The data obtained from physical and chemical analyses and content in chlorophyll a concluded that the collected water did not presented values of concern allowing the classification as good to high ecological status for the water of Crestuma-Lever and the classification of Moderate, Poor or Bad status for Marina's sampling point. Acute and chronic assays supported the obtained results using the “WFD approach”, without having registered negative effects for any natural water and elutriates evaluated. However, some toxicity was observed in elutriates from Marina sampling point since with a few mortality at 100% of elutriate.

Keywords: Environmental Management, dams, Water framework Directive, Daphnia

magna, ecotoxicological assays, Microtox®, elutriates.

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Índice

Pág.

1 Introdução

1.1 Gestão Ambiental

1.2 Gestão de Recursos Hídricos

1.3 Directiva Quadro da Água (DQA)

1.4 Indicadores ambientais

1.4.1 Ensaios Ecotoxicológicos

1.5 Objetivos

2

2

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18

2 Materiais e Métodos

2.1 Local de Estudo – Albufeira de Crestuma-Lever

2.2 Recolha das Amostras

2.3 Caracterização das Amostras

2.4 Manutenção de cultura de Daphnia magna

2.5 Ensaios ecotoxicológicos

2.5.1 Preparação das amostras

2.5.1.1 Amostras de água

2.5.1.2 Obtenção dos elutriados

2.5.2 Ensaio Agudo

2.5.3 Ensaio Crónico

2.5.4 Microtox®

2.5.5 Análise Estatística

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23

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27

27

27

28

29

29

3. Resultados e Discussão 31

3.1 Parâmetros físicos e químicos

3.2 Ensaios Ecotoxicológicos

31

38

4 Considerações Finais 45

5 Referências Bibliográficas 48

ix

Lista de Figuras

Pág.

Figura 1. Relações entre os elementos de qualidade, elementos biológicos,

hidromorfológicos e físico-químicos que interferem na

classificação do Potencial Ecológico, segundo a DQA nas

definições normativas do Anexo V, item 1.2.

10

Figura 2. Quadro DPSIR “driving forces, pressures, state, impact, response”

13

Figura 3. Evolução dos indicadores ambientais. 14

Figura 4. Neonato de Daphnia magna (escala 500µm) e D.magna idade

adulta (escala 2mm)

17

Figura 5. Rio Douro a montante, em Espanha, e Douro à jusante, em

Portugal.

20

Figura 6. Principais barragens no curso principal do rio Douro. 21

Figura 7. Vista Geral da Barragem e da albufeira de Crestuma-Lever 21

Figura 8. Resultados obtidos para os parâmetros referentes ao

crescimento e reprodução de D. magna, nos ensaios crónicos,

após exposição às águas naturais e aos elutriados - preparados

a partir dos sedimentos recolhidos nos dois pontos de

amostragem: Crestuma-Lever e Marina.

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x

Lista de Tabelas

Pág.

Tabela 1. Objetos de gestão e seus respectivos exemplos; tipos de gestão

aplicáveis para cada objeto de gestão e resultados esperados.

4

Tabela 2. Relações de causa e consequência, decorrentes de processos naturais e ações antropogénicas.

4

Tabela 3. Elementos de qualidade biológica para a avaliação do potencial ecológico para a categoria Lagos e Albufeiras.

11

Tabela 4. Parâmetros Físico-Químicos gerais a monitorizar em massas de água fortemente modificadas – albufeiras; limite máximo determinado para alguns parâmetros, para o estabelecimento do Bom Potencial Ecológico.

11

Tabela 5. Elementos hidromorfológicos de suporte e respectivas componentes e indicadores a utilizar na avaliação do Potencial Ecológico.

12

Tabela 6. Tabela resumo dos métodos utilizados para a quantificação dos

parâmetros físicos, químicos e biológicos gerais propostos pela

DQA, nas amostras de água.

23

Tabela 7. Composição química do meio de cultura sintético ASTM “hard water”.

25

Tabela 8. Composição química do extracto de alga Ascophyllum nodosum e as quantidades relativas na forma de pó seco.

26

Tabela 9. Tabela resumo dos parâmetros físicos e químicos medidos in situ e em laboratório, nas águas dos dois pontos de amostragem (Crestuma-Lever e Marina).

32

Tabela 10. Normalização dos RQEs. 37

Tabela 11. Tabela resumo dos cálculos do RQE e classificação do Potencial Ecológico para o fitoplâncton, para os dois locais de amostragem.

37

Tabela 12. Tabela resumo da análise de variâncias de uma via aplicada aos parâmetros quantificados nos ensaios crónicos com D. magna exposta às águas naturais e aos elutriados (g.l. - graus de liberdade; QM – quadrados médio; F - F estatístico (QMfactor/QMresidual), P- probabilidade). Os valores a negrito evidenciam os parâmetros para os quais se registam diferenças significativas.

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xi

Lista de Abreviaturas

ANOVA Do acrónimo em inglês: Analysis of Variance (Análise de Variância)

APA Agência Portuguesa do Ambiente

A.P.H.A Da sigla em inglês: American Public Health Association

ASTM Da sigla em inglês: American Society for Testing and Materials

CBO5 Carência Bioquímica de Oxigénio, após 5 dias.

DPSIR Do acrónimo em inglês: driving forces, pressures, state, impact, response

DQA Directiva Quadro da Água

EC50 Do acrónimo em inglês: Effective Concentration for 50% of organisms

(Concentração Efetiva para 50% dos organismos)

EEA Da sigla em inglês: European Environment Agency

ETAR Estação de Tratamento de Águas Residuais

FAO Da sigla em inglês: Food and Agriculture Organization of the United

Nations

IGA Índice do Grupo de Algas

INAG Instituto Nacional da Água

ISO Da sigla em inglês: International Organization for Standardization

LC50 Do acrónimo em inglês: Lethal Concentration for 50% of organisms

(Concentração Letal para 50% dos organismos)

LOEC Do acrónimo em inglês: Lowest Observed Effects Concentration

(Menor concentração com efeitos observáveis)

MIEB Laboratório de Tecnologias Ambientais

NOEC Do acrónimo em inglês: Non Observed Effect Concentration

(Concentração sem efeitos observáveis)

NQA Normas de Qualidade Ambiental

OCDE Organização para a Cooperação para o Desenvolvimento Económico

PEM Potencial Ecológico Máximo

RPM Rotações por minuto

RQE Rácio de Qualidade Ecológica

SNIRH Sistema Nacional de Informação de Recursos Hídricos

USEPA Da sigla em inglês: United States Environment Protection Agency

WHO Da sigla em inglês: World Health Organization

Introdução

FCUP

Uso de ferramentas ecotoxicológicas na avaliação da qualidade da água: um caso de estudo na albufeira de Crestuma-Lever (Norte de Portugal)

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1 Introdução

1.1 Gestão Ambiental

Atualmente, a gestão ambiental e a avaliação dos ecossistemas é largamente

explorada devido ao ritmo intensivo do desenvolvimento tecnológico e do crescimento

populacional mundial. Neste sentido, a gestão ambiental surgiu como uma área de

intervenção, baseada numa visão holística, para a elaboração e aplicação de normas e

instrumentos norteadores, na tentativa de melhorar a qualidade de vida dos indivíduos e

dos ecossistemas naturais (Oliveira, 2005).

O aumento intensivo de ações antropogénicas tem resultado na degradação dos

recursos naturais disponíveis, causando efeitos deletérios na fauna, flora bem como na

saúde humana, por vezes, irreversíveis. Assim, entende-se que de acordo com a

realidade ambiental atual é necessário proceder a uma intervenção interdisciplinar de

modo a avaliar, mitigar e recuperar os ecossistemas alterados com conhecimentos de

ação o mais correto possível. Reconhecida esta realidade, alguns autores mencionam a

importância da constituição de grupos de profissionais de diversas áreas, uma vez que

abordam os problemas ambientais e as inter-ligações nos ecossistemas de formas

diferentes (grupos multidisciplinares transversais) (Oliveira, 2005; Basso e Verdum,

2006), para avaliar os impactos no ambiente. Deste modo, equipas transversais serão

uma mais-valia na identificação de efeitos nefastos no ecossistema; e também, na forma

de ação, de mitigação e solução de problemas existentes. Estas alterações,

essencialmente resultantes de ações antropogénicas, podem ser registadas ao nível da

escala temporal (milhares, centenas, dezenas de anos) ou da escala espacial (a nível

local, regional, nacional, global) (Oliveira, 2005).

Conforme Aguirre (2002), atualmente verificam-se diferentes tendências e

opiniões acerca da utilização dos recursos naturais renováveis e não renováveis. É

possível destacar as correntes favoráveis à conservação dos recursos no seu estado

natural, de maneira a excluir toda a forma de intervenção antrópica. Por outro lado, há

também quem defenda a ideia de que a conservação deve ser feita em virtude das

necessidades do mercado e do crescimento económico. Por fim, existem os defensores

das correntes de pensamento e de ação que procuram encontrar práticas produtivas

equilibradas, as quais permitam aliar o desenvolvimento económico à gestão adequada

da natureza. Esta última abordagem da utilização pensada dos recursos naturais

enquadra-se num dos objetivos da gestão ambiental. A partir destes princípios, é possível

perceber a importância progressiva que o gestor ambiental tem vindo a obter uma vez

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que depende dele gerir, sensibilizar, monitorizar. Por outro lado, o gestor ambiental tem

as competências de poder intervir em organizações, instituições, indústrias e governos de

modo a sensibilizar para práticas ambientalmente responsáveis ou menos danosas

(Raymond et al., 2010) para os ecossistemas, as quais podem exercer influências diretas

ou indiretas na saúde e bem-estar do Homem e na qualidade dos ecossistemas naturais

(Stokols, 1992).

As tendências anteriormente referidas, ou seja, as abordagens de avaliação dos

impactos sobre os ecossistemas (avaliação de risco) apresentam dois objetivos gerais:

serem de carácter preventivo, as quais deverão ser avaliadas com base no princípio da

precaução, cujo objetivo é evitar possíveis perturbações no ambiente, resultantes de

produtos e/ou de actividades antropogénicas (Cameron e Abouchar, 1991) ou serem de

carácter retrospectivo ou mitigador, o qual recorre a medidas paliativas, previstas no

princípio da correção, com estratégias de minimizar o impacto de alguma situação de

degradação, atuando prioritariamente na fonte dos danos causados ao meio ambiente

(Oliveira, 2005). Todavia, em alguns casos, o princípio da correção é aplicado tarde

demais ou de forma ineficiente (Oliveira, 2005), resultando em prejuízos irreversíveis

sobre o meio ambiente (e.g. redução ou a perda da biodiversidade) (Antunes et al., 2003;

Goulart e Callisto, 2003).

Oliveira (2005), na sua obra, explora os objetos de gestão que ocorrem

atualmente (ver Tabela 1). O mesmo autor propõe, ainda, os tipos de gestão adequados

para cada objeto de gestão apresentado e os possíveis resultados esperados para cada

um deles (Tabela 1).

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Tabela 1. Tabela resumo dos objetos de gestão e respectivos exemplos, tipos de gestão aplicáveis para cada objeto de gestão e resultados esperados. (adaptado de: Oliveira, 2005).

OBJETOS DE GESTÃO

Sistema Alterado pelo Homem

Sistema Produtivo Antropogénico

Implementação e Exploração de Serviços

Exemplos

Transvases, construção de barragens e de lagos artificiais, zonas de reserva natural, florestas, etc.

Siderúrgicas, indústrias de alimentos, plano de aproveitamento hidráulico, etc.

Fornecimento de energia, transportes e/ou controlo da qualidade de vida de um centro urbano.

Tipo de Gestão Adequada

Primar por baixos investimentos e visar o máximo de benefícios, sem interferir na qualidade dos recursos naturais.

Máxima produtividade e o mínimo desperdício de matéria-prima. Otimizar factores produtivos e de operação.

Garantir um serviço mais cómodo, flexível e seguro aos utentes com a menor intervenção sobre os ecossistemas.

Resultados esperados

Alcançar o equilíbrio entre o sistema alterado e a sua envolvente ecológica.

Minimizar os impactos resultantes destas actividades.

Garantir a eficácia dos serviços.

Para os impactos resultantes de ações antropogénicas, Oliveira (2005) refere que

estas alterações são indutoras de efeitos ambientais concretos, os quais se podem

manifestar através de modificações na ecosfera, tornando-se uma realidade vasta e

complexa. Deste modo, diferentes processos naturais e determinadas ações

antropogénicas podem resultar em consequências muito distintas nos ecossistemas

(Tabela 2).

Tabela 2. Relações de causa e consequência, decorrentes de processos naturais e ações antropogénicas. (adaptado de: Oliveira, 2005).

CAUSA - processo/ação CONSEQUÊNCIA - Possível Efeito

Erosão Alteração nas características e na composição do solo, da água e do biota

Agricultura Poluição difusa de compostos orgânicos e de nutrientes através da escorrência dos solos para os ecossistemas aquáticos

Processos de destruição de sistemas ambientais raros e/ou únicos

Perda - muitas vezes irreversível- de elementos dos ecossistemas ao nível do equilíbrio biológico (perda da biodiversidade)

Sobreutilização de sistemas produtivos essenciais necessariamente limitados

Redução da qualidade do ecossistema

Utilização descontrolada de recursos naturais não renováveis ou localmente escassos

Esgotamento de recursos não renováveis. Degradação dos recursos localmente escassos, limitando a capacidade de recarga e/ou autodepuração

Neste sentido, adotemos como exemplo de objeto de gestão a construção de

barragens, as quais resultam em profundas alterações nas características

hidromorfológicas, físicas, químicas e biológicas de um rio (APA, 2012).

As barragens são construções que se tornam serviços de utilidade pública e de

interesse geral (Decreto-Lei n°97/2008/CE). Os serviços que estas construções fornecem

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à sociedade são inúmeros e até ao momento as barragens são reconhecidas como

essenciais para suprir as necessidades dos centros urbanos e rurais a vários níveis (e.g.

a produção de energia elétrica, o abastecimento para consumo humano ou industrial, a

irrigação, pesca, navegação, o controlo de cheias, reservas de água, actividades de lazer

e recreio (Abreu, 2006)). No entanto, a magnitude das pressões que estes sistemas

exercem sobre os ecossistemas aquáticos naturais (rios) é enorme, que se revela

essencial e necessária uma adequada gestão.

1.2 Gestão dos Recursos Hídricos

A água, embora seja um recurso natural renovável, é um elemento limitado e

insubstituível para as diferentes formas de vida existentes no planeta (Ball, 1999). Deste

modo, é premente proteger os recursos hídricos uma vez que, por um lado, a água é

essencial para a sobrevivência das espécies e, por outro, assegura os serviços de

provisão, regulação, de cultura e suporte dos ecossistemas (Tebbutt, 1998; Travassos,

2013).

No que se refere ao correto uso e gestão de recursos hídricos, Postel (2000)

indica que um número significativo de tecnologias e práticas de gestão estão disponíveis

para reduzir substancialmente a quantidade de uso da água na agricultura, na indústria,

no uso doméstico (e.g. irrigação por gotejamento realizada nos Kibutz de Israel (Postel,

1992) e a utilização de águas residuais recicladas (Watkinson et al., 2007)). No entanto,

as regras e as políticas que orientam as decisões relacionadas com o uso da água não

são aplicadas adequadamente, apresentando lacunas administrativas e de

monitorização. O crescimento da população e a rápida globalização são factores que

influenciam e reflectem a crescente procura pela água, existindo, deste modo, uma

pressão antropogénica excessiva sobre os recursos hídricos naturais.

Embora o fluxo natural dos recursos hídricos, nomeadamente dos rios,

desempenhe um papel essencial na sustentação da biodiversidade natural e na

integridade dos ecossistemas aquáticos, estudos demonstram que cerca de 60% dos rios

encontram-se fragmentados (Poff et al., 1997; Tharme, 2003).

As barragens são construídas pelo Homem e resultam na fragmentação dos rios.

A transição de um ecossistema lótico para um ecossistema lêntico resulta em

modificações no regime hidrológico, em alterações no transporte e acúmulo de

sedimentos (Hart e Poff, 2002), em mudanças na biogeoquímica de nutrientes e

substâncias tóxicas, no armazenamento e metabolismo do carbono no ecossistema, na

perda de espécies nativas e expansão de espécies invasoras e doenças emergentes

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6

(Carpenter et al., 2011), que acabam por comprometer a qualidade da água. Mas, uma

vez que a exploração de recursos hídricos envolve diferentes sectores da sociedade, o

Decreto-Lei nº344/2007 determina que as barragens “são necessárias para que se faça

uma adequada gestão das águas”. No entanto e além das alterações anteriormente

mencionadas, um dos principais problemas que envolvem a gestão dos recursos hídricos,

e neste caso específico as barragens, está em encontrar o equilíbrio entre a água que

fica retida a montante (na albufeira) e a que é libertada para a jusante (caudal do rio) das

barragens (Abreu, 2006), gerando, a partir disso, diversos impactos ambientais. Como

refere Abreu (2006), estes impactos podem ser de várias ordens:

Impactos de 1ª ordem: efeitos abióticos que se traduzem em alterações

físicas, químicas e geomorfológicas e ocorrem ao mesmo tempo em que a

barragem entra em actividade (e.g. redução nos caudais dos rios, aumento

da turbidez);

Impactos de 2ª ordem: derivam do efeito dos primeiros, afectam os

elementos bióticos (taxa de produtividade primária, fontes de matéria

orgânica, vegetação ripária e das comunidades de macrófitas e perifíton) e

abióticos dos ecossistemas (e.g. estrutura dos habitats, depleção dos

níveis de oxigénio dissolvido na água);

Impactos de 3ª ordem: alterações bióticas sobre as comunidades

piscícolas, de aves, mamíferos aquáticos e que resultam dos efeitos dos

dois primeiros impactos.

De acordo com o referido, verifica-se que estes impactos geram um ecossistema

aquático que apresenta novas condições ambientais, com características diferentes das

inicialmente encontradas. Assim, as albufeiras adquirem um carácter de vulnerabilidade

estrutural e ecológica frente a perturbações (naturais ou antropogénicas), uma vez que a

capacidade de depuração natural destes ecossistemas é reduzida comparativamente

com a dos rios (Ferreira et al., 2009).

Em função destas massas de água fortemente modificadas apresentarem grande

importância política, económica, social e ecológica, as abufeiras têm atraído a atenção de

autarcas, especialistas e investigadores relativamente ao seu uso e à monitorização da

qualidade da água existente nestes “novos” ecossistemas.

Segundo Wetzel (1983) as albufeiras tendem a ser pouco profundas atingindo, na

maioria dos casos, cerca de 20 m de profundidade. É devido a característica

morfométrica que as águas de lagos e albufeiras ficam expostas aos processos químicos

e metabólicos, pela continuidade física que têm com os solos e sedimentos. Além disto, a

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entrada de nutrientes nestes ecossistemas por processos de lixiviação provenientes dos

terrenos circundantes são factores importantes de controlo para a sua qualidade da água.

A qualidade da água nas albufeiras está associada às características físicas, químicas e

biológicas. Está associada também à qualidade do sedimento que ocorre no fundo,

devido às interacções deste com a coluna de água. Como refere Brils (2008), os

sedimentos consistem numa “parte essencial, integral e dinâmica das bacias

hidrográficas” em que, por um lado, refletem o estado qualitativo de um sistema aquático

e, por outro, também actuam como depósitos para muitas das substâncias químicas

poluentes.

O sedimento é considerado o reservatório de resíduos, em virtude da capacidade

de este absorver metais e compostos químicos (e.g., poluentes organofílicos,

hidrofóbicos) e de os acumular. No entanto, a problemática ambiental incide sobre a

possibilidade da transferência destes compostos para a coluna de água e, assim,

entrarem na cadeia alimentar aquática (Pereira et al., 2009). Um outro problema

associado ao sedimento está relacionado com o facto de os sedimentos ficarem

acumulados no fundo das albufeiras, requerendo frequentemente a sua remoção. Estas

remoções são normalmente feitas através de dragagens. As dragagens provocam a

libertação de nutrientes e outras substâncias possivelmente agregadas às partículas dos

sedimentos para a coluna de água. Por outro lado, também podem reduzir a capacidade

de suporte e regulação natural das albufeiras, quando o volume de água nestes

reservatórios está reduzido ou quando se verifica a sobrecarga de efluentes orgánicos

enriquecidos com azoto e fósforo para o interior dos corpos hídricos. Por essa razão,

alguns autores referem que a entrada excessiva de nutrientes, de matéria orgânica e/ou

de material sólido (Casado, 2008) pode levar a desequilíbrios nos ecossistemas

aquáticos, tal como os processos de eutrofização, de modo a prejudicar todo o sistema

biótico.

O processo de eutrofização é caracterizado pelo enriquecimento dos sistemas

aquáticos por nutrientes (nomeadamente azoto e fósfoto). O excesso de nutrientes nos

ecossistemas aquáticos leva ao aumento da produtividade primária, podendo ocorrer

florações de algas (”blooms” algais), por vezes tóxicas (Reynolds, 1992; WHO, 2005).

Florações de cianobactérias foram já observadas em todo o mundo e podem

frequentemente produzir e liberar toxinas (Vasconcelos et al., 2006) prejudiciais e, em

alguns casos, até mesmo fatais para os restantes níveis da cadeia trófica.

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1.3 Directiva Quadro da Água (DQA)

No que respeita à Politica da Água, em 2000, a Comunidade Europeia elaborou a

Directiva 2000/60/CE, comumente conhecida como Directiva Quadro da Água (DQA).

Esta diretiva tem como principal objetivo incumbir todos os Estados-Membros a proteção,

o melhoramento e a recuperação de todas as massas de água superficiais até 2015.

Portugal, sendo um dos Estados-Membro incluídos nesta diretiva (DQA), transpôs para

direito interno a respectiva lei, a qual foi publicamente nomeada Lei da Água (Lei

n°58/2005, de 29 de Dezembro) e complementada pelo Decreto-Lei nº77/2006, de 30 de

Março (que dispõem da lista de substâncias poluentes, de diferentes diretivas elaboradas

para a monitorização e o controlo da qualidade das massas de água abrangidas pela Lei

da Água, da disposição de valores limites de emissão e normas de qualidade ambiental

(NQA), entre outros) e Decreto-Lei nº97/2008, de 11 de Junho (que determina o regime

económico e financeiro dos recursos hídricos, e.g. o princípio do poluidor-pagador). As

referidas DQA e Lei da Água contemplam a gestão de diferentes categorias de massas

de água: águas de superfície, especialmente as águas interiores, de transição e costeiras

e as águas subterrâneas e, para cada uma, estabelece a proteção e as condições de

referência da qualidade ecológica (Tempesta e Vecchiato, 2013). A DQA contempla não

somente os recursos hídricos supracitados, como as águas, leitos e margens desses

recursos hídricos, como também, as zonas adjacentes, zonas de infiltração máxima e

zonas protegidas (Lei nº58/2005, Lei da Água).

A Lei da Água (2005), no seu artigo 1°, determina: evitar a deterioração e proteger

os ecosssitemas aquáticos; promover uma utilização sustentável; proteger o ambiente

aquático através da redução gradual, cessação ou eliminação de descargas; e assegurar

a boa qualidade no fornecimento das águas superficiais e subterrâneas. De modo a

garantir todos estes pressupostos, foram elaborados alguns princípios dos quais se

destaca o princípio do poluidor-pagador, sustentado pelo Decreto-Lei n°97/2008/CE, que

consiste em determinar valores mínimos para a quantidade de poluentes (e.g. azoto,

fósforo e matéria oxidável) contidos na descarga de efluentes para os recursos hídricos.

Por outro lado, existem mais dois princípios a destacar: o da precaução e o da

prevenção. O primeiro incide na adopção de medidas que evitem os impactos negativos

advindos de ações sobre o ambiente, ainda que estes não apresentem suporte cientifico

corroborativo e o segundo, por sua vez, assenta na necessidade de eliminar de uma

forma antecipada as ações que levam a efeitos negativos no ambiente.

Relativamente aos planos de ordenamento do território (nacionais), planos de

recursos hídricos (gestão de bacias hidrográficas) e as medidas de proteção e

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valorização dos recursos hídricos (planos especificos de gestão das águas),

independentemente do âmbito de abrangência, estes visam fixar as normas de qualidade

ambiental e os critérios relativos ao estado das massas de água e, portanto, são

instrumentos que orientam para o seguimento dos princípios supracitados.

Os planos de ordenamento de albufeiras, por exemplo, têm de ser elaborados

com o principal “objetivo de proteção e valorização dos recursos hídricos” (INAG, 2009).

As albufeiras, como é o caso da albufeira de Crestuma-Lever, segundo Ferreira et al.

(2009), são massas de águas lênticas permanentes e artificiais, construídas

principalmente para atender às necessidades antropogénicas: abastecimento, rega,

hidroenergia, lazer. Nestes ecossistemas aquáticos, as comunidades biológicas ficam

sujeitas às variações hídricas (volume e nível da água, padrões de variabilidade), às

actividades humanas desenvolvidas na albufeira (e.g. recreio) e à bacia de drenagem

correspondente. Este tipo de ecossistema aquático enquadra-se na tipologia “fortemente

modificada”, pelo que adquirem um carácter substancialmente diferente, em virtude das

alterações físicas resultantes da intervenção humana (Lei n°58/2005).

Assim, e de acordo com o objetivo da DQA, as massas de águas fortemente

modificadas devem alcançar um BOM POTENCIAL ECOLÓGICO, isto é, o estado em

que as comunidades biológicas apresentam uma estrutura ecológica sem desequilíbrios

populacionais ou outros, em harmonia com o ambiente físico e químico que as suporta,

com uma exploração adequada e interactiva dos vários habitats aquáticos e garantindo a

existência de processos e funções ecológicas meta-estáveis (Ferreira et al., 2009) e um

BOM ESTADO QUÍMICO, ou seja, o estado químico alcançado por uma massa de água

superficial em que as concentrações de poluentes cumprem as normas de qualidade

ambiental definidas em legislação específica (Lei n°58/2005, Lei da Água, art.4º), até ao

período de tempo estipulado. De acordo INAG (2009a), o Potencial Ecológico consiste no

desvio que a qualidade da massa de água apresenta relativamente ao máximo que pode

atingir (Potencial Ecológico Máximo- PEM). E o Bom Potencial Ecológico equivale à

qualidade ecológica na qual se verificam ligeiras alterações dos elementos de qualidade

propostos pela DQA a serem avaliados em relação aos valores próprios do PEM (INAG,

2009) (ver Figura 1).

Os elementos de qualidade – a partir dos quais é feita a classificação do Potencial

Ecológico - propostos na DQA a serem avaliados nas albufeiras são: físicos e químicos,

biológicos e hidromorfológicos de suporte. Assim, e de acordo com os resultados obtidos

em cada elemento avaliado, a massa de água poderá ser classificada num Potencial

Ecológico Excelente, Bom ou Superior, Razoável, Medíocre ou Mau. A título

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exemplificativo, e uma vez que cada elemento de classificação tem um resultado, o

Potencial Ecológico de uma massa de água será classificado com base no elemento que

apresentou o pior resultado.

No que respeita ao estado químico das águas, este consiste em reflectir a presença

de substâncias químicas nos ecossistemas aquáticos, que em condições naturais não

existiriam ou estariam em valores residuais. As substâncias químicas podem apresentar

características como persistência, toxicidade e bioacumulação e são susceptíveis de

causar efeitos nefastos no ambiente aquático (INAG, 2009). Neste sentido, para avaliar a

presença e concentrações de algumas substâncias identificadas como prioritárias, a

Directiva 105/2008/CE, de 16 de Dezembro, enumera uma lista de substâncias a

quantificar de modo a serem aplicadas as normas de qualidade ambiental (NQA).

Relativamente aos poluentes específicos, o INAG (2009) disponibiliza a lista com as

substâncias que devem ser controladas e os respectivos valores máximos admitidos para

cada uma delas, para o aferimento do bom estado.

Figura 1. Representação esquemática das relações entre os elementos de qualidade biológica, físico-químicos e hidromorfológicos de suporte utilizados para a classificação do Potencial Ecológico das massas de águas artificiais ou fortemente modificadas (Fonte: INAG, 2009), onde PEM = Potencial Ecológico Máximo.

Após a apresentação dos resultados da 1ª Fase do Exercício de Intecalibração

(Decisão da Comissão 915/2008/CE), e nomeadamente para as albufeiras, foi proposto

que para a avaliação do Potencial Ecológico, o elemento biológico a avaliar é o

fitoplâncton e seus respectivos indicadores (Tabela 3).

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Tabela 3. Elementos de qualidade biológica para a avaliação do potencial ecológico para a categoria Lagos e Albufeiras (Fonte: INAG, 2009).

ELEMENTO BIOLÓGICO COMPONENTE INDICADOR

Invertebrados Bentónicos Composição e abundância

Fauna Pscícola Composição, abundância e estrutura etária

Fitoplâncton Composição, abundância e biomassa

Índice do Grupo de Algas (IGA) Biovolume de Cianobactérias (%) Concentração de Clorofila a (mg/m

3)

Biovolume Total (mm3/L)

Outra Flora Aquática Composição e abundância

Os parâmetros físicos e químicos e hidromorfológicos de suporte utilizados na

avaliação da qualidade da água de albufeiras estão apresentados nas Tabelas 4 e 5

(INAG, 2009).

Tabela 4. Parâmetros Físico-Químicos gerais a monitorizar em massas de água fortemente modificadas – albufeiras - e o limite máximo determinado para alguns parâmetros, para o estabelecimento do Potencial Ecológico Bom (Fonte: INAG, 2009).

ELEMENTOS FÍSICO-QUÍMICOS GERAIS

PARÂMETROS UNIDADES LIMITE PARA O BOM

PE (NORTE)

Condições de Transparência

Profundidade Disco de Secchi M -

Sólidos Suspensos Totais mg/L -

Cor escala Pt-Co -

Turbidez NTU -

Condições Térmicas Perfil de temperatura 0°C -

Condições de Oxigenação

Perfil de Oxigénio Dissolvido(1)

mg O2 /L ≥ 5mg O2/L

Perfil de Taxa de Saturação em Oxigénio(1)

% saturação de O2 Entre 60 e 120%

Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5) mg O2 /L -

Carência Química em Oxigénio (CQO) mg O2 /L -

Salinidade Condutividade Eléctrica a 20°C (média) µS/cm -

Estado de Acidificação

pH(1)

Escala de Sorensen

Entre 6 e 9*

Alcalinidade mg HCO3/L -

Dureza mg CaCO3/L -

Condições relativas a Nutrientes

Nitratos(2)

mg NO3/L ≤25mg NO3/L

Nitritos mg NO2/L -

Azoto Amoniacal mg NH4/L -

Azoto Total mg N/L -

Ortofosfato mg PO4/L -

Fósforo Total(2)

mg P/L ≤0,05 mg P/L

(1) – 80% das amostras se a frequência for mensal ou superior. (2) – Média anual. *Os limites indicados podem ser ultrapassados caso ocorram naturalmente.

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Tabela 5. Elementos hidromorfológicos de suporte e respectivas componentes e indicadores a utilizar na avaliação do Potencial Ecológico (Fonte: INAG, 2009).

ELEMENTOS

HIDROMORFOLÓGICOS COMPONENTE INDICADOR

Regime Hidrológico

Caudais e Condições de Escoamento Afluências, caudal captado, turbinado,

descarregado (ex.: reservados ecológicos); Nível da água

Tempo de Residência Tempo de residência

Ligação a Massas Subterrâneas -

Condições Morfológicas

Variação da Profundidade

- Quantidade, estrutura e substrato do leito

Estrutura das margens

Com base na Lei da Água (Lei nº58/2005, alínea “ii”, item 1.4.1, Anexo V), os

resultados dos elementos biológicos devem ser expressos em Rácios de Qualidade

Ecológica (RQE) de modo a “assegurar a comparabilidade dos sistemas de

classificação”. O RQE “configura a relação dos valores observados para um determinado

parâmetro biológico numa determinada massa de água e o valor deste parâmetro na

condição de referência para o tipo de massa de água em questão”. De realçar que o valor

zero representa uma situação de grave degradação e o valor 1 representa uma situação

de massa de água considerada referência. Reconhecidas algumas lacunas existentes

relativamente aos elementos de avaliação ecológica, após a implementação da DQA e da

Lei da Água, para Portugal, diversos estudos foram conduzidos na tentativa de

estabelecer técnicas de modelação como instrumentos de investigação e predição de

resultados em diferentes cenários, com a finalidade de cumprir com as metas

estabelecidas pelas leis supracitadas (proteção, melhoramento e recuperação dos todos

os ecossistemas aquáticos europeus até 2015) (Brils, 2008; Cabecinha et al., 2009c).

Dos parâmetros que a DQA propõe, os sedimentos não são identificados como

elementos para análise. Brils (2008) no seu trabalho de avaliação do sedimento dentro da

DQA demonstra a importância do sedimento no equilíbrio do ecossistema aquático e

como este foi negligenciado na avaliação da qualidade de água de um ecossistema

aquático. Na DQA apenas se verifica a existência de cláusulas com reduzida ênfase

sobres os sedimentos (e.g. “avaliação da concentração de substâncias prioritárias nas

águas de superfície, sedimentos ou biota”). No entanto, reconhece-se que este

compartimento do ecossistema aquático é componente essencial e integrante dos

recursos hídricos, podendo interferir directamente na qualidade da água (Brils, 2008). A

Lei da Água, por sua vez, relativamente aos sedimentos apenas aborda a questão do

planeamento e da utilização regularizada de recursos hídricos em áreas de confinamento,

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com vista a proteger os ecossistemas aquáticos e os recursos sedimentológicos (artigo

14°, da Lei n°58/2005, Lei da Água).

1.4 Indicadores ambientais

Os indicadores ambientais são elementos que reflectem as condições do

ambiente permitindo-nos monitorizar, prevenir e controlar o estado de um ecossistema,

quando se verificam pressões exercidas sobre o mesmo. Após reconhecidas estas

premissas sobre um bom indicador ambiental tem havido uma elevada utilização destes

elementos, na avaliação e conhecimento sobre os ecossistemas (Oliveira, 2005). Os

indicadores ambientais surgiram a partir das observações entre as relações ambientais e

os impactos antropogénicos sobre os ecossistemas. As reflexões acerca desta relação

recaiem sobre: a causa ambiental, o efeito e a resposta, desenvolvida pela Organização

para a Cooperação e Desenvolvimento Económico (OCDE). Esta relação levou à criação

do quadro DPSIR - driving forces, pressures, state, impact, response (Figura 2), que tem

como objetivo simplificar e condensar esta informação (FAO, 1999; Oliveira, 2005) e por

outro lado fornecer uma visão sobre o processo ambiental e as relações entre as

actividades humanas e os impactos sobre o meio ambiente (e.g. bacias hidrográficas)

(Brils, 2008).

Figura 2. Quadro DPSIR (Adaptado de: EEA,1999; FAO, 1999; Oliveira, 2005; Brils, 2008).

Para a European Environment Agency - EEA, os indicadores ambientais são

elementos que fornecem informações acerca dos fenómenos considerados típicos ou

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críticos da qualidade ambiental (EEA – Technical Report Nº25, 1999). E, com base no

conceito elaborado pela EEA, Oliveira (2005) descreve que:

“a principal função dos indicadores é a comunicação, ou seja, a troca de informações ligando o local a factores de carácter relevante, como, por exemplo, o teor em oxigénio da água, o qual reflecte o nível de poluição da mesma, variando com a temperatura ambiente e fornecendo indicações quanto às suas características de suporte biótico e de uso para fins tão diversos como a potabilidade ou o uso para fins aquícolas.”

Atualmente, existe uma grande diversidade de indicadores ambientais (físicos,

químicos e biológicos) que são utilizados em processos de monitorização e avaliação

(EEA, 1999). Relativamente aos biológicos devemos realçar os organismos sensíveis a

perturbações (Mazzia et al., 2011). A Figura 3 apresenta um esquema simplificado da

evolução faseada dos indicadores ambientais e o seu grau de complexidade, bem como,

as possíveis respostas ambientais, relacionando o ecossistema aquático e a legislação

em vigor.

Figura 3. Evolução dos indicadores ambientais (Fonte: Adaptado de Oliveira, 2005).

Jorgensen (2000) menciona que o problema ambiental deve ser entendido e

quantificado para se encontrar a solução mais adequada. Ou seja, a diversidade de

situações e actores envolvidos somados às características próprias e únicas de cada

sistema em questão exigirão o emprego de diferentes tipos gestão e diferentes

indicadores ambientais. Por exemplo, note-se para o controlo da qualidade da água para

consumo humano, é obrigatória a análise para a verificação de presença/ausência de

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organismos patogénicos microbiológicos (e.g. parasita Cryptosporidium) (Tibbetts, 2000).

A DQA, para avaliação do estado ecológico de massas de água superficiais recorre a

diferentes grupos de organismos (peixes, invertebrados, macrófitas e fitoplâcton)

individuais ou combinados (Cabecinha et al., 2009a). Em rios, os macroinvertebrados

bentónicos são largamente utilizados como indicadores de qualidade ambiental (Beyene

et al., 2009; Cabecinha et al., 2009b). Ferreira et al. (2009), no seu estudo, propõe a

utilização de macroinverbrados bentónicos como indicadores ambientais para a avaliação

de perturbações nas albufeiras de Portugal, além da avaliação de elementos biológicos

como o fitoplâncton e elementos físico-químicos e hidromorfológicos de suporte,

propostos pela DQA (INAG, 2009).

1.4.1 Ensaios Ecotoxicológicos

A ecotoxicologia é a ciência que estuda os efeitos de substâncias sobre os

organismos de um ecossistema (Manahan, 2013). Os bioensaios aparecem como

indicadores ambientais amplamente utilizados em projetos de biomonitorização e

avaliação de impactos antropogénicos. Os testes ecotoxicológicos ou bioensaios são

ferramentas de avaliação biológica (Semaan et al., 2001) que envolvem a exposição de

organismos vivos a condições adversas ao seu bom desenvolvimento, e em que são

avaliados os efeitos que ocorrem após a exposição.

Em ecotoxicologia, existe grande diversidade de testes/ensaios que têm sido

utilizados por investigadores, laboratórios ambientais entre outras entidades para a

avaliação do impacto que diferentes substâncias lançadas nos ecossistemas podem

causar sobre organismos e comunidades naturais. Efluentes de explorações mineiras,

efluentes de fábricas de papel e azeite, (Poston et al., 1983; Semaan et al., 2001; Pereira

et al., 2009; Justino et al., 2009; Chen, 2012) são exemplos de águas residuais que

constituem-se de complexas misturas como metais pesados, compostos orgânicos

persistentes, xenobióticos em geral, potencialmente nefastos para os organismos

aquáticos. Outro exemplo são os contaminantes que podem estar associados às

partículas dos sedimentos. A extração desses contaminantes por agitação mecânica –

dando origem ao elutriado - é uma metodologia utilizada em ecotoxicologia para

avaliação indireta da toxicidade dos sedimentos. A agitação mecânica à qual o sedimento

é submetido liberta contaminantes (os que não estão conjugados) para a coluna de água

(Geffard et al., 2002). Este procedimento de análise indirecta dos sedimentos é utilizado

em estudos de monitorização e avaliação de contaminação, uma vez que poderá ser

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visto como um simulador dos efeitos de uma dragagem (USEPA, 1998) em lagos e

albufeiras.

Assim, os resultados de ensaios ecotoxicológicos desempenham um importante

papel na regulação da entrada de novas substâncias no ambiente e na regulação de

descargas de efluentes (Semaan et al., 2001) para os ecossistemas aquáticos e na

monitorização de locais historicamente contaminados.

Nesta perspectiva, a ecotoxicologia utiliza sempre organismos padrão que sejam

representativos dos diferentes níveis tróficos: bactérias (e.g. teste de Microtox®), algas

(fitoplâncton), microcrustáceos (zooplâncton), peixes (ictiofauna), (Regulamento

n°793/93/CEE; Castillo et al., 2000). Os parâmetros avaliados nos ensaios

ecotoxicológicos devem também ser integradores e avaliadores a diferentes níveis

biológicos: desde alterações ao nível do DNA celular até à comunidade (Cairns, 1992;

Blaise, 1991; Castillo et al., 2000).

De referir que aqui serão explorados apenas os ensaios agudos e crónicos com o

cladócero Daphnia magna e o teste de Microtox®, com a bactéria Aliivibrio fischeri, uma

vez que foram apenas estes os testes conduzidos no presente caso de estudo. Além

disso, caraterizam-se por serem testes simples e rápidos em que os organismos

expostos respondem significativamente a impactos antropogénicos (Geffard et al., 2002).

Segundo Johnson (2005), e com base na ideia de Bulich (1979), o ensaio de

Microtox® é um “método simples e rápido para a monitorização da toxicidade de amostras

de água”. O ensaio de Microtox® é um ensaio de avaliação de toxicidade aguda em que

as amostras são incubadas juntamente com uma bactéria (Aliivibrio fischeri). O parâmetro

avaliado é a redução de bioluminiscência dessa bactéria após exposição à substância a

analisar. Este ensaio trata-se de um teste de avaliação de toxicidade rápido, com o tempo

de exposição de 5, 15 e 30 minutos (Tortora et al., 2006).

Daphnia magna é o organismo de excelência em ecotoxicologia aquática (Figura

4), pertence ao filo Arthropoda, subfilo Crustacea, classe Branchiopoda, ordem

Diplostraca e subordem Cladocera (Flohr et al., 2005). D. magna é um microcrustáceo

filtrador, integrante do zooplâncton, comumente chamado de pulga da água (Wetzel,

1983). Este organismo padrão apresenta algumas vantagens na sua utilização em

ensaios ecotoxicológicos, nomeadamente por possuir um ciclo de vida curto, por

reproduzir-se assexuadamente por partenogénese (redução da variabilidade genética),

ter um grande número de indivíduos por ninhada e ser um organismo facilmente cultivado

em laboratório (Martinez-Madrid et al., 1999; Semaan et al., 2001). Para além destas

vantagens vários autores já demonstraram que D. magna apresenta elevada

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sensibilidade a muitas substâncias (Bridges et al., 1996; Martinez-Madrid et al., 1999)

potencialmente deletérias, como xenobióticos e outros poluentes.

Figura 4. Neonato de Daphnia magna (escala 500µm) e D.magna adulta (escala 2mm) (Fotografia: Fernanda Bastian).

Os ensaios ecotoxicológicos padronizados com D.magna compreendem duas

abordagens diferentes de acordo com o tempo de exposição e o parâmetro a avaliar,

denominados de ensaio agudo e ensaio crónico. O ensaio agudo ou teste de

imobilização, o parâmetro a avaliar é a morte ou imobilização após 48h de exposição ao

agente stressante, e a informação gerada é a determinação da concentração efetiva da

substância teste em que 50% dos indivíduos expostos são afectados (determinação do

EC50) OCDE (2004). O objetivo do ensaio crónico, de acordo com o protocolo OCDE

(1998), é determinar o efeito da substância teste sobre a história de vida de Daphnia

magna (e.g. total de ninhadas produzidas, taxa de crescimento somático, número total de

neonatos produzidos, taxa de incremento populacional). No final de um ensaio crónico

(21 dias) será possível determinar o NOEC (concentração mais alta testada onde não

foram observados efeitos) e o LOEC (concentração mais baixa testada na qual foram

observados efeitos) (Adelman et al., 2009) do agente de stresse avaliado.

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1.5 Objetivos

De acordo com o enquadramento teórico apresentado, o objetivo da presente tese

foi avaliar da qualidade da água da albufeira de Crestuma-Lever, situada a Norte de

Portugal, no âmbito da gestão ambiental integrada e na gestão de recursos hídricos

através da Directiva Quadro da Água. Assim, e de modo a responder a este objetivo

geral, foram definidos vários objetivos específicos:

- Avaliar a qualidade da água da albufeira de Crestuma-Lever através de

parâmetros físicos e químicos e biológicos, propostos pela Directiva Quadro da

Água;

- Avaliar a toxicidade da água e de sedimentos da albufeira de Crestuma-Lever,

através de ensaios padrão com Daphnia magna e Aliivibrio fischeri;

- Interpretar os resultados obtidos nos parâmetros físico-químicos, de nutrientes e

biológicos com os valores estabelecidos pela Directiva Quadro da Água (DQA), para

este tipo de massa de água;

- Relacionar os dados obtidos no objetivo anterior com os resultados dos ensaios

ecotoxicológicos padrão.

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Materiais e Métodos

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2 Materiais e Métodos

2.1 Local de Estudo – Albufeira de Crestuma-Lever

A Bacia Hidrográfica do Douro é a maior da Península Ibérica (Azevedo et al.,

2005). Possui uma área total de 97603 km2 (INAG, 2004) e uma área inundável de

500,49 km2. O rio Douro é o principal curso de água presente nesta bacia hidrográfica.

Nasce em Espanha, na Serra do Urbión e desagua no Oceano Atlântico no Porto

(Portugal). Ao longo de seu curso principal, atravessa 21 concelhos portugueses e atinge

o comprimento de 927 km (Sistema Nacional de Informação de Recursos Hídricos Júnior,

http://snirh.pt/junior/?menu=2.1&item=4) (Figura 5).

Figura 5. Rio Douro a montante, em Espanha, e Douro à jusante, em Portugal. Fonte: http://www.magrama.gob.es/imagenes/en/0904712280006032_tcm11-27695.pdf

Em Portugal, o rio Douro foi seccionado por barragens aproximadamente a cada

30 km, dando origem a cerca de 10 albufeiras (Azevedo et al., 2005). Dentre as principais

barragens destacam-se: Miranda do Douro, Picote, Bemposta, Pocinho, Valeira, Vilar-

Tabuaço, Régua, Varosa, Carrapatêlo, Torrão e, por fim, Crestuma-Lever (Leitão, 2005)

(Figura 6).

http://snirh.pt/junior/?menu=2.1&item=4

http://www.magrama.gob.es/imagenes/en/0904712280006032_tcm11-27695.pdf

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Figura 6. Principais barragens no curso principal do rio Douro. Fonte: Leitão (2005).

Figura 7. Vista Geral da Barragem e da albufeira de Crestuma-Lever (Fonte: http://www.wikienergia.pt/~edp/index.php?title=Imagem:CCL_VistaGeralI.jpg).

De acordo com Leitão (2005), na barragem de Crestuma-Lever o esquema de

concepção técnica funciona com base em gravidade de betão – isto é, barragem de

concreto cuja estrutura é feita a partir de aglomerado artificial de pedras, cascalho e areia

unidos por meio de um ligante hidráulico, com descarregadores de cheia sobre a própria

barragem. E, embora tenha sido construída principalmente em função do seu potencial

hidroenergético, esta tem um regime de exploração, armazenamento e fornecimento de

água para fins múltiplos (Leitão, 2005) (Figura 7).

A barragem de Crestuma Lever é de fundo móvel; sua altura, acima da fundação,

atinge os 65 m e uma de suas características é a presença de corredores construídos

para a migração/passagem de peixes, com o intuito de evitar maiores impactos na

ictiofauna deste ecossistema, embora tenha sido verificada a ineficácia do dispositivo de

http://www.wikienergia.pt/~edp/index.php?title=Imagem:CCL_VistaGeralI.jpg

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transposição ou eclusa Borland para as espécies piscícolas tais como o sável, a enguia e

a lampréia (APA, 2012).

A cota do nível em pleno armazenamento na albufeira de Crestuma-Lever é de

13,2 m, no entanto, a superfície inundável é de apenas 1298 ha (INAG, 2004). A

barragem e a albufeira de Crestuma-Lever encontram-se situadas no Distrito do Porto, no

Concelho de Gondomar, mais precisamente na freguesia de Foz do Sousa.

À albufeira é dada especial notoriedade uma vez que atende a múltiplos fins

(Leitão, 2005), sendo essencial tanto para o desenvolvimento industrial e tecnológico

como para o suprimento de água potável quer a nível urbano ou rural. Deste modo,

destacam-se os principais tipos de aproveitamento atribuídos a esta massa de água

fortemente modificada (INAG, 2005), como sendo: a geração de energia, o

abastecimento de água a nível urbano e industrial e a navegação. Segundo Leitão

(2005), atualmente esta albufeira encontra-se a ser explorada para fins de geração de

energia hidroeléctrica pela empresa EDP- Gestão da Produção de Energia, mas,

também, principalmente para o abastecimento de água à área metropolitana do Porto,

sendo a entidade gestora Águas do Douro e Paiva S.A. responsável pelo abastecimento

de água potável a 20% da população portuguesa (Azevedo et al., 2005).

2.2 Recolha de Amostras

Na albufeira de Crestuma-Lever foram escolhidos dois pontos de amostragem

para a realização do presente trabalho. O primeiro ponto de amostragem localiza-se na

margem direita da albufeira, em frente a Estação e Tratamento de Águas Residuais

(ETAR) de Crestuma-Lever (Latitude 41º04’38,2” Norte e Longitude 8°28’20” Oeste). O

segundo ponto de colheita foi efetuado num pequeno braço da albufeira que alberga uma

marina de barcos, Marina Angra do Douro (Latitude 41°04’44” Norte e Longitude

8°27’57,5” Oeste) (coordenadas geográficas obtidas em campo, com a sonda

multiparâmetros).

Em cada local de amostragem foram recolhidas amostras de água e sedimento.

Para a recolha, armazenamento e transporte das amostras de água foram utilizadas

garrafas de politereftalado de etileno (PET) de 1,5 L. Para a colheita do sedimento, os

recipientes utilizados foram frascos de plástico - polietileno. Após a recolha, as amostras

foram acondicionadas em caixas térmicas fechadas e transportadas para o laboratório,

onde foram processadas e/ou armazenadas de acordo com os objetivos definidos. Uma

pequena alíquota de sedimento e água de cada local de amostragem foi recolhida para

pequenos frascos de vidro, os quais foram transportados para o laboratório em mala

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23

térmica e imediatamente armazenados a -20ºC para posterior realização do ensaio

ecotoxicológico Microtox®.

Adicionalmente, foram medidos in situ parâmetros físicos e químicos com o auxílio

de sonda paramétrica calibrada WTW Multiline P4 – Universal Meter (pH, condutividade

eléctrica, sólidos dissolvidos totais, oxigénio dissolvido - expresso em mg/L e % e

temperatura). Além disso, registou-se, em cada local, dados relativos às condições

climatéricas e à transparência (através de Disco de Secchi) e profundidade, influenciadas

também pela condição de turvação da água.

2.3 Caracterização das amostras

No laboratório, as amostras de água dos dois locais foram imediatamente

analisadas, em triplicado segundo protocolos padronizados (Tabela 6). Os parâmetros

quantificados foram os seguintes: amónia, nitritos, nitratos, fosfatos, dureza, alcalinidade,

CBO5, turbidez, carbono orgânico dissolvido – COD, conteúdo em clorofila a. A

quantificação dos nutrientes foi realizada com um espectrofotómetro de bancada modelo

C200 - Hanna Instruments.

As restantes amostras de água e sedimento foram armazenadas a 4ºC, no escuro,

para a posterior realização de ensaios com Daphnia magna.

Tabela 6. Tabela resumo dos métodos utilizados para a quantificação dos parâmetros físicos, químicos e biológicos gerais propostos pela DQA, nas amostras de água.

Parâmetro Princípio do método Referência

Amónia (mg/L NH4-N)

A amónia pode ter origem nos materiais vegetais presentes e em decomposição ou, ainda, em águas profundas, por ação da redução microbiana dos nitratos ou em solos que apresentem ferro, induzindo ao processo de oxidação-redução. Em grandes quantidades, torna-se um nutriente limitante da produção primária. A sua determinação possibilita a caracterização funcional dos sistemas lênticos.

(Mendes e Oliveira, 2004)

Nitritos (mg/L NO2-N)

Forma de N dada através do produto da oxidação do azoto amoniacal ou da redução dos nitratos. De origem biológica (redução microbiana dos nitratos) ou química (oxidação do amoníaco procedente de processos de desinfecção das águas por cloraminas em temperaturas elevadas). Em grandes quantidades torna-se um nutriente limitante da produção primária. Sua determinação possibilita a caracterização funcional dos sistemas lênticos.


Nitratos (mg/L NO3-N)

Os nitratos são um dos constituintes azotados de maior importância, necessário para a formação da biomassa vegetal e animal. Entretanto, em grandes quantidades torna-se um poluente com efeitos deletérios sobre a saúde humana e um nutriente limitante da produção primária nos ecossistemas aquáticos. Sua determinação possibilita a caracterização funcional dos sistemas lênticos.


(Orto)Fosfatos (mg/L PO4-P)

O fósforo é um elemento essencial para o desenvolvimento de organismos vegetais e animais. Por outro lado, quando em grandes quantidades, torna-se um nutriente limitante da produção primária. É, em combinação com os nitratos, um dos principais responsáveis pelos blooms de algas. Sua determinação, assim como para os parâmetros acima, possibilita a caracterização funcional dos sistemas lênticos.


Dureza (mg/L CaCO3)

Reflecte a presença de sais de metais (ferro, aluminio), de metais alcalino-terrosos (cálcio, magnésio), principalmente em função da composição geológica em que se encontra o sistema dulçaquicola. A água dura pode tornar-se um inconveniente para seus consumidores e/ou utilizadores. Aniões tais como os carbonatos, bicabornatos como também nitratos,


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sulfatos, cloretos devem ser levados em conta aquando da análise da dureza da água.

Alcalinidade (mg/L CaCO3)

Medida da sua capacidade de neutralização de ácidos. (Mendes e Oliveira, 2004)

CBO5

(mg/L)

Consiste na mensuração do OD passados 5 dias após a encubação da amostra em frasco completamente cheio e rolhado, mantido em ambiente escuro, a 20°C. O cálculo da massa de O2 exprime a CBO5.

MIEB (2007 - 2008)

Turbidez (mg)

Propriedade óptica da água resultante da presença de sólidos suspensos (material orgânico particulado, argila, plâncton) e substâncias químicas dissolvidas na água.

A.P.H.A. (1992)

COD (mg/L)

A fração de carbono organico dissolvido na água atenua a entrada de radiação solar nos sistemas aquáticos dulçaquicolas e altera a disponibilidade de metais e nutrientes inorganicos devido às interacções que ocorrem entre estes. É indicador do estado de um sistema aquático e da evolução deste sistema frente a perturbações.

A.P.H.A. (1992)

Clorofila a

As clorofilas foram extraídas com acetona a 90% após filtração de um volume certo (250 mL) de água proveniente de cada ponto de amostragem. O conteúdo em clorofila a foi obtido através da equação monocromática de Lorenzen (1967). Este parâmetro permite fazer uma estimativa aproximada da biomassa algal e da produtividade primária dos ecossistemas aquáticos.

A.P.H.A. (1992)

2.4 Manutenção da cultura de Daphnia magna

O organismo-teste utilizado para a realização dos ensaios ecotoxicológicos

agudos (OCDE, 2004) e crónicos (OCDE, 1998) foi o microcrustáceo Daphnia magna. A

cultura de Daphnia magna foi mantida em laboratório ao longo de várias gerações, de

acordo com os protocolos padronizados supramencionados sob condições controladas

de fotoperíodo 16hL:8hE e temperatura 20 ± 2°C. O meio de cultura utilizado para a

manutenção de Daphnia foi o meio sintético ASTM “hard water” (1980).

O meio de cultura ASTM foi preparado em água desionizada de acordo com o

indicado na Tabela 7. As soluções stock dos compostos químicos foram efetuadas em

água desionizada e armazenadas a 4°C. O meio ASTM “hard water” foi mantido à

temperatura ambiente.

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25

Tabela 7. Composição química do meio de cultura sintético ASTM “hard water” (1980).

Fórmula Química Quantidade de

composto para solução stock (g/L)

Quantidade de composto para 2L de

solução concentrada (g)

Volume de solução concentrada para 20L de

meio de cultura (mL)

NaHCO3 19,2 38,4 200

MgSO47H2O 24,57 49,14 200

KCl 0,8 1,6 200

CaSO42H2O (*)

2,4 preparar no momento

Tiamina HCl (B1) 0,150/100mL

1mL da mistura de vitaminas previamente preparada e armazenada a -20ºC

Cianocobalamina (B12) 0,002/100mL

Biotina (H) 0,0015/100mL

pH = 7,8 ± 0,2

(*) feita no momento de preparação do meio ASTM: dissolver 2,4g de CaSO42H2O em ≈ 1,5L de H2O desionizada num matraz mantido sob agitação contínua até que soluto e solução atinjam a sua completa mistura.

A alimentação das culturas de Daphnia magna foi efetuada com a microalga

Pseudokirchneriella subcapitata numa concentração de 3,0x105 cel/mL/dia. A cultura de P.

subcapitata foi cultivada em laboratório em culturas mantidas com o meio Woods Hole

MBL (Stein, 1973), sob condições controladas (temperatura 20±2°C e fotoperíodo 16hL:

8hE) (Antunes et al., 2004). Além disto, foi adicionado às culturas um aditivo orgânico.

Este aditivo é constituído por um extracto da alga Ascophyllum nodosum (Baird et al.,

1989). O extracto de alga foi preparado a partir de uma solução concentrada de extracto

(Tabela 8), na qual foram diluídos 18 mL em 2 L de água desionizada. Após agitação

contínua desta solução foi efetuada a leitura num espectrofotómetro a 440 nm de

absorvância, numa diluição de 1:10 da solução inicial. O ajuste final do valor lido a

absorvância 440 nm tem de ser a 0,62 ± 0,10 de absorvância por diluição ou

concentração.

O aditivo orgânico é geralmente adicionado ao meio de cultura para fornecer

microelementos essenciais para o bom desenvolvimento e crescimento de Daphnia

magna.

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Tabela 8. Composição química do extracto de alga Ascophyllum nodosum e as quantidades relativas na forma de pó seco (Fonte: Antunes, 2001).

Composição química Quantidade utilizada (% e ppm)

Matéria seca 92 - 95%

Matéria orgânica 50 - 55%

Matéria inorgânica 40 - 45%

Nitrogênio 1,40%

Fósforo 0,05%

Potássio 2,50%

Cálcio 1,20%

Magnésio 0,80%

Enxofre 3,70%

Cloro 4,00%

Alumínio 5,0 ppm

Boro 82,0 ppm

Cobalto 1,6 ppm

Cobre 5,0 ppm

Ferro 3000,0 ppm

Iodo 1800,0 ppm

Manganês 12,0 ppm

Níquel 5,0 ppm

Vanádio 0,7 ppm

Zinco 100,0 ppm

Citoquininas e outras hormonas do crescimento

130 - 260 ppm

Daphnia magna, em laboratório foi mantida em culturas de grupo com cerca de 20

organismos em frascos com 500 mL de meio ASTM “hard water”. A renovação do meio foi

efetuada de dois em dois dias com a transferência dos organismos para um frasco limpo

contendo novo meio de cultura mais a microalga P. subcapitata com a concentração de

3,0x105 cels/mL/dia e o aditivo orgânico, conforme volumes já padronizados. A renovação

da cultura de Daphnia magna foi efetuada com os neonatos nascidos entre a 3ª e 5ª

ninhada. Após esta renovação, os organismos foram mantidos de acordo com as

condições acima descritas, necessitando de aproximadamente 10 dias se iniciar a

reprodução.


A realização dos ensaios ecotoxicológicos efectuou-se de acordo com protocolos

padronizados e em condições controladas. Os organismos utilizados eram nascidos com

menos de 24 horas e provenientes das ninhadas compreendidas entre a N3 e N5 (Barry et

al., 2000).

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27

2.5.1 Preparação das amostras

2.5.1.1 Amostras de água

As amostras de água utilizadas para a realização dos ensaios ecotoxicológicos

foram filtradas por uma rede de 55 µm de malha (Antunes et al., 2003) de modo a

remover as partículas de maiores dimensões em suspensão, possivelmente existentes

nas amostras, bem como, qualquer outra impureza.

2.5.1.2 Obtenção dos elutriados

Na avaliação da toxicidade do sedimento foram realizados elutriados a partir dos

sedimentos recolhidos nos dois pontos de amostragem. Os elutriados foram preparados e

testados durante as 8 semanas seguintes à recolha, de acordo com as normas

recomendadas pela USEPA (1998). Para a obtenção dos elutriados foi utilizada a

proporção de 1:4 (p/v), de sedimento e ASTM “hard water” respetivamente. Este conjunto

foi agitado mecanicamente em erlenmeyers durante 12 h a temperatura ambiente; findo

este tempo foi deixado a depositar também durante um período de 12 h. Após a

sedimentação, o sobrenadante foi cuidadosamente decantado e centrifugado a 19000

RPM durante 10min, para retirar todas as partículas em suspensão. O elutriado foi

guardado a 4°C até a sua utilização nos ensaios ecotoxicológicos, nunca excedendo 7

dias após a sua preparação.

Para a realização dos ensaios de toxicidade aguda e crónica, foi efetuada uma

gama de concentrações dos elutriados, através de diluições sucessivas utilizando o meio

de cultura ASTM “hard water” (ver descrição de ensaios).

2.5.2 Ensaio Agudo

Os ensaios agudos foram realizados às amostras de água e aos elutriados obtidos

dos sedimentos, para a avaliação da toxicidade aguda das amostras. Os ensaios

efetuaram-se segundo protocolos padronizados (ISO 1996; ASTM 1997; OCDE, 2004) e

em condições controladas de temperatura (20 ± 2°C) e fotoperíodo (16hL:8hE).

Os ensaios agudos decorreram em tubos de ensaio com 10mL da diluição

(efetuada com ASTM “hard water”) de água/elutriado correspondente. Em cada diluição

foram expostos 20 organismos de Daphnia magna divididos em 4 réplicas com 5

organismos cada. Para avaliação da toxicidade aguda foram efetuadas 4 diluições das

águas recolhidas (25%, 50%, 75% e 100%) e 6 diluições dos elutriados obtidos (6,25%,

12,5%, 25%, 50%, 75% e 100%). O ensaio decorreu ao longo de 48h e findo esse

período foram contabilizados o número de organismos mortos ou imobilizados, para

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28

posterior determinação do EC50, isto é, a concentração/diluição na qual 50% dos

organismos foram afectados.

2.5.3 Ensaio crónico

Dada a determinação do EC50 para as águas e para os elutriados foram efetuados

ensaios crónicos, conforme protocolos padronizados (ASTM 1997; OCDE 1998; ISO

2000). As condições de ensaio foram as mesmas descritas anteriormente para a

manutenção de cultura e para ensaios agudos.

O ensaio crónico decorreu ao longo de 21 dias com neonatos nascidos entre a 3ª

e 5ª ninhadas e com indivíduos com <24h. Para o mesmo, efetuou-se uma gama de

diluições das águas amostradas (25%, 50% e 100%) e dos elutriados obtidos (25%, 50%

e 75%). Em cada diluição testada foram expostos 10 organismos de D.magna

individualizados em frascos de 25mL da diluição correspondente. Adicionalmente foi

efetuado um controlo nas mesmas condições de ensaio, utilizando-se como meio, o meio

de cultura ASTM “hard water” (ASTM, 1980). Dos organismos expostos em cada ensaio,

20 foram medidos inicialmente com o auxílio de lupa binocular. Todos os organismos

foram observados diariamente para o registo de mortalidade e do número de ninhadas.

Quando estas ocorriam, registava-se o número de neonatos nascidos para posterior

descarte dos mesmos. Os organismos foram alimentados diariamente durante a

execução dos ensaios com a alga P. subcapitata na concentração 3,0x105 cels/mL/dia e o

meio de exposição mais o extracto renovados 3 vezes por semana. No final do período

de exposição, 21 dias, todos os indivíduos expostos foram medidos também com o

auxílio de lupa binocular.

Com os dados obtidos ao longo dos ensaios crónicos foi possível determinar os

seguintes parâmetros: idade à primeira reprodução (dias), número de ninhadas, numero

total de neonatos, taxa de crescimento somático (dia-1) e a taxa de incremento

populacional (r dia-1). A taxa de crescimento somático foi estimada a partir do tamanho

médio inicial dos neonatos e do tamanho final dos organismos expostos, de acordo com a

expressão:

Taxa de crescimento somático = t

ll if

)ln( - )ln(,

Onde, fl é o tamanho do corpo dos organismos expostos no final do ensaio (em

mm), il é o tamanho médio do corpo dos indivíduos no início do ensaio (em mm),

medidos numa subamostra de n=20, de neonatos provenientes da mesma ninhada a qual

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29

foram utilizados os organismos para o ensaio e t é o intervalo de tempo da exposição

(em dias).

A sobrevivência e a fecundidade foram estimadas através do cálculo da taxa de

incremento populacional (r), que se calcula através da equação de Euler-Lotka:

xx

n

x

rx mle

0

1 ,

Onde, r aumenta a taxa de incremento populacional (dia-1), x é a classe de idade

em dias (0…n), lx é a probabilidade de sobrevivência na idade x e mx é a fecundidade na

idade x. Pseudovalores de r são estimados usando a técnica de “Jack-knifing” descrita

por Meyer et al. (1986).

2.5.4 Microtox®

O ensaio de Microtox® foi realizado às diferentes amostras recolhidas (água e

sedimento), utilizando-se o equipamento Microtox M500 Analyser (Azur Environmental,

1992). O princípio deste ensaio consiste na avaliação da alteração da bioluminescência

da bactéria Aliivibrio fischeri ao longo de um período de tempo (5, 15 e 30 min). No

decorrer deste tempo, as amostras foram incubadas com a bactéria.

2.5.5 Análise estatística

Os valores de EC50 para os testes de imobilização de D. magna e para o ensaio de

Microtox®, foram determinados através de uma análise Probit (Finney, 1971). Os

parâmetros obtidos no decorrer dos ensaios crónicos foram analisados através de uma

análise de variância de uma via (one-way ANOVA). Sempre que se registaram diferenças

estatísticas (p < 0,05) foi realizado de seguida um teste de Dunnett, de modo à registar as

diferenças entre cada diluição da amostra/elutriado e o controlo (Ctl).

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Resultados e Discussão

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3 Resultados e Discussão

3.1 Parâmetros físicos e químicos

Na Tabela 9 são apresentados os valores obtidos para os parâmetros medidos in

situ e no laboratório, referente aos dois locais de estudo – Crestuma-Lever e Marina.

Note-se, que os valores de pH registados em ambos os pontos de amostragem

aproximam-se do pH neutro. De um modo geral, as águas naturais apresentam pH

ligeiramente alcalino em função da presença de compostos carbonatados e bicarbonatos

constituintes em alguns tipos de rochas (Wetzel, 1983). Todavia quando da presença de

sais e gases dissolvidos resultantes da actividade biológica, o pH sofre alterações para

níveis mais alcalinos ou mais ácidos. De acordo com registos históricos das águas da

albufeira de Crestuma-Lever, estas apresentam variações de pH bastante próximas dos

valores de pH medidos no presente estudo. No entanto, nesta albufeira já se registaram

valores de pH mais alcalinos (em junho de 1995, pH = 9,1), em contraste com valores

ácidos (em agosto de 2008, pH= 5,68) (informação recolhida no site oficial do Sistema

Nacional de Informação de Recursos Hídricos). Por muito que os organismos aquáticos

estejam adaptados a valores de pH entre 6,5 a 8,0, qualquer desvio desta gama pode

ocasionar situações de stresse ou mortalidade na fauna e flora aquática (Abreu, 2006).

Os valores de condutividade registados foram muito próximos nos dois locais de

amostragem (≈300 S/cm, Tabela 9). Segundo Abreu (2006), a condutividade é uma

estimativa da concentração iónica total da água, podendo ser utilizada como uma medida

alternativa da quantificação de sólidos dissolvidos (minerais, sais, catiões: Ca++, Mg++,

Na++, K++ e aniões: HCO3-, CO3

=, SO4=, Cl-, azoto, ferro e fósforo) (Wetzel, 1983) e como

indicador de poluição. De acordo com dados disponibilizados pelo Sistema Nacional de

Informação de Recursos Hídricos

(http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma), a média deste

parâmetro em 2011 foi de ≈251 S/cm, valor na mesma ordem de grandeza do registado

no presente estudo.

A temperatura registada nos pontos de amostragem foi elevada, fato que pode ser

justificado pela época em que foram efetuadas as amostragens (fim do verão). Lopes

(2002), no seu estudo realizado ao longo de um ano na albufeira de Crestuma-Lever

obteve variações de temperatura, correspondentes à sazonalidade normal de um ano

(mínimo em janeiro de 9°C; máxima em setembro de 26°C). A temperatura pode

influenciar a solubilidade de muitos compostos químicos e, também, os efeitos destes

poluentes nos organismos aquáticos. Além disso, este parâmetro tem uma relação

http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma

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32

indireta com o teor em oxigénio, uma vez que quanto mais elevada é a temperatura,

maior será o consumo metabólico de oxigénio por parte dos organismos (Abreu, 2006).

Tabela 9. Tabela resumo dos parâmetros físicos e químicos medidos in situ e em laboratório, nas águas dos dois pontos de amostragem (Crestuma-Lever e Marina).

Parâmetro Crestuma-Lever Marina

In situ

pH 7,68 7,3

Condutividade (µS/cm) 270 300

Temperatura (ºC) 21,7 21,6

Oxigénio Dissolvido (mg/L)

(%)

6,72

59,0

6,75

59,2

Total de sólidos dissolvidos (mg/L) 130 150

Disco de Secchi (m) 2,29 Fundo

Em laboratório

Amónia (mg/L NH4- N) 0,047 ± 0,015 0,080 ± 0,020

Nitratos (mg/L NO3-N) <ld* 0,470 ± 0,060

Nitritos (mg/L NO2- N) <ld* <ld*

(Orto)fosfatos (mg/L PO4-P) 0,213 ± 0,055 0,150 ± 0,070

Dureza (mg/L CaCO3) 158,7 ± 12,86 92,00 ± 8,000

Alcalinidade (mg/L HCO3) 96,0 ± 4,36 111,7 ± 2,52

Turbidez (/mg) 0,002 ± 0,000 0,048 ± 0,019

Carbono orgânico dissolvido (/mg) 0,048 ± 0,002 0,042 ± 0,001

Clorofila a (mg/m3) 9,256 ± 3,083 25,632 ± 1,068

CBO5 (mg/L) 1,527 ± 0,529 2,970 ± 0,317

*ld- limite de detecção.

Note-se que a concentração do oxigénio dissolvido (Tabela 9), registados neste

trabalho (≈6 mg O2/L) estão em conformidade com os valores limites estabelecidos para

as massas de água fortemente modificadas - albufeiras (≥ 5 mg/L) previstos pela DQA.

Por outro lado, os valores obtidos para o mesmo parâmetro em taxa de saturação

apresentaram-se ligeiramente abaixo do limiar estabelecido pela DQA para albufeiras

tipo-Norte, para o alcance do Bom Potencial Ecológico = entre 60 e 120%. Bordalo et al.

(2006) analisaram um conjunto de parâmetros físicos e químicos para as águas da

albufeira de Crestuma-Lever em que o valor mais elevado de oxigénio dissolvido (%)

registado foi de ≈91,0 %. O oxigénio dissolvido dar-nos-á a informação sobre as reacções

bioquímicas e dos processos biológicos que ocorrem normalmente em águas naturais

(A.P.H.A, 1989). A presença deste gás na água dá-se por meio da ação do vento, como

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33

produto secundário da fotossíntese ou, ainda, da degradação da matéria orgânica

(A.P.H.A, 1989). Assim, um nível satisfatório de oxigénio dissolvido na água (≥7 mg/L) é

necessário para que muitos organismos possam sobreviver (Wetzel, 1983). Por esta

razão, e em alguns casos de contaminação e poluição de recursos hídricos, a ocorrência

de elevadas taxas de mortalidade de peixes pode ter origem na diminuição significativa e

repentina de oxigénio dissolvido. Esta situação pode ocorrer pela ativação do processo

de biodegradação dos poluentes, com o consumo de oxigénio disponível, e nem sempre

pela toxicidade destas substâncias propriamente dita (Manahan, 2013).

O conteúdo de sólidos dissolvidos (TSD) registados foi de 130 mg/L para

Crestuma e de 150 mg/L para Marina. Dados disponibilizados no site do Sistema

Nacional de Informação de Recursos Hídricos, apresentam uma média de 146,80 mg/L

de TSD nas amostragens efetuadas entre 1988 e 2011.

Em Crestuma-Lever a transparência medida através do Disco de Secchi foi de

2,29m e para Marina foi possível observar o fundo (≈50 cm). O Disco de Secchi permite-

nos avaliar a profundidade alcançada pela penetração da luz. Esta profundidade é

importante uma vez que a luz é essencial, tanto para a produção fitoplantónica, para o

crescimento e fixação de macrófitas, bem como para a alimentação de peixes, por

predação visual. Com a medição da profundidade pode-se obter a medida da

transparência da água, a qual pode servir de medida indirecta para a quantificação da

turbidez. Assim, a transparência da água é reduzida quando a turbidez é elevada,

indicando a presença de material orgânico, compostos inorgânicos (e.g. siltes, areia,

argila) entre outros, suspensos na coluna de água (seston). No presente estudo, a

turbidez registada na Marina (0,048/mg) foi mais elevada que em Crestuma-Lever

(0,002/mg) (Tabela 9). No entanto, a profundidade em Marina normalmente é inferior a 50

cm, podendo ocorrer processos de resuspensão dos sedimentos, afetando, assim, este

parâmetro.

A amónia, os nitritos e os nitratos, provenientes principalmente de efluentes

urbanos, industriais, lixiviamento de solos e da decomposição da matéria orgânica, são

alguns dos diferentes compostos azotados que podem ser encontrados nas águas

(Cetesb, 2013; Santos, 2013). Estes elementos constituem um grupo de nutrientes que

são utilizados no controlo e monitorização da qualidade da água, funcionando como bons

indicadores de poluição dos sistemas aquáticos (Santos, 2013). Os valores de amónia

para os locais de estudo foram de ≈0,04 mg/L e ≈0,08 mg/L de N-NH4, para Crestuma e

Marina, respectivamente. Outros autores, em anos anteriores registaram valores

próximos para o mesmo ponto de amostragem em Crestuma: ≈0,2 mg/L N-NH4 (Bordalo

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34

et al. 2006) e 0,2 mg/L N-NH4 (Cabecinha et al. 2009a, 2009b, 2009c). Já o Sistema

Nacional de Informação de Recursos Hídricos apresenta uma média de 0,13 mg/L de N-

NH4 desde outubro de 1988 até dezembro de 2011. De acordo com Santos (2013) e MIEB

(2007/2008) a toxicidade para a fauna piscícola ocorre quando existem valores elevados

de amoníaco (NH3). Além disso, o MIEB (2007/2008) reporta que para a proteção dos

organismos aquáticos o valor aceitável de amoníaco é de 0,05 mg/L, e que a ocorrência

de valores na ordem de 0,5 mg/L já é considerado tóxico. Os valores de nitritos

registados foram abaixo do limite de deteção do aparelho utilizado, para os dois locais de

amostragem (Tabela 9). No entanto, e para este parâmetro, o banco de dados do Sistema

Nacional de Informação de Recursos Hídricos apresenta picos de nitritos, na albufeira de

Crestuma, em janeiro de 1996 (0,3 mg/L N-NO2), em julho de 1999 (0,3 mg/L N-NO2) e

um pico máximo em abril de 2000, tendo-se registado o valor de 0,8 mg/L N-NO2. Santos

(2013) reporta que as concentrações de nitritos são baixas em ecossistemas

dulçaquicolas ou inexistentes. Por outro lado, em lagos eutrofizados observa-se que a

concentração deste parâmetro é bastante elevada. Os nitritos são compostos resultantes

da oxidação da amónia ou da redução (desnitrificação incompleta) dos nitratos. E,

embora os nitritos estimulem o crescimento planctónico, estes compostos são altamente

tóxicos para a fauna aquática, nomeadamente para espécies piscícolas. Na presença de

oxigénio, os nitritos são convertidos a nitratos ou, quando presentes em ambientes

anóxicos, os nitritos são reduzidos a amónia (Santos, 2013). Relativamente à

quantificação de nitratos, apenas em Marina se registaram valores para este parâmetro

(0,47 mg/L de NO3-N). Cabecinha et al. (2009a, 2009b, 2009c) apresentaram a média de

5,12 mg/L de NO3-N, para Crestuma. Note-se que segundo o Decreto-Lei nº236/98,

Anexo VI, o valor máximo admissível de nitratos para a qualidade das águas destinadas

para consumo humano é de 50 mg/L de NO3. As plantas e as algas necessitam de

compostos azotados para seu bom crescimento e desenvolvimento metabólicos, no

entanto, a presença excessiva destes compostos na água pode levar a estados de

eutrofização, susceptibilizando o ecossistema aquático ao aparecimento de blooms algais

e de florações de cianobactérias (Santos, 2013). Estas últimas, e de acodo com

Vasconcelos (2006), podem produzir dermatoxinas, neurotoxinas e hepatotoxinas,

tornando-se um potencial risco para a saúde humana, além de causarem sérios prejuízos

para a fauna aquática. Ferreira (1994), Vasconcelos (1993) e Vasconcelos (1999) já

registaram o aparecimento de cianobactérias na albufeira de Crestuma-Lever nos anos

de 1989 e 1992. De modo a controlar a quantidade de nitratos nos ecossistemas

aquáticos foi elaborada uma diretiva específica para este parâmetro - Diretiva Nitratos

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35

(Directiva 91/676/CEE, de 12 de Dezembro) - que exige aos Estados membros a

proteção das águas contra a poluição causada por nitratos de origem agricola, uma

medida para a prevenção do enriquecimento por nitratos dos recursos hídricos.

O limiar estabelecido pela DQA, para massas de água fortemente modificadas –

albufeiras tipo Norte, para o conteúdo em fósforo total é de ≤ 0,05 mg P/L. O fósforo pode

aparecer em três diferentes formas na água, fosfatos orgânicos, ortofosfatos e os

polifosfatos. Os dois primeiros são as formas mais importantes deste nutriente para o

controlo da qualidade da água (Cetesb, 2013). Wetzel (1983) refere que os nutrientes

como fósforo e azoto após serem assimilados pelo zooplâncton são excretados sob a

forma de iões fosfato e amónia, dos quais parte permance nas partículas fecais,

depositando-se nos sedimentos e o restante é novamente assimilada pelo fitoplâncton.

Além disso, o fósforo, na forma de fosfato (composto inorgânico solúvel), além de ser um

nutriente essencial para o desenvolvimento e desempenho metabólico dos organismos é,

juntamente com os compostos azotados (e.g. nitratos) um dos nutrientes responsáveis

pelo processo de eutrofização em lagos e albufeiras (Cetesb, 2013; Santos, 2013). O

estado de eutrofização é tipicamente relacionado com a concentração de fósforo total, a

concentração de clorofila a e a transparência da água (Ainsworth, 2000; Pereira e

Rodrigues, 2005; Santos, 2013). Os valores para o ião fosfato, determinados no presente

estudo, apresentaram-se acima do limite estipulado pela DQA (≤ 0,05 mg P/L), 0,213

mg/L PO4-P para Crestuma e 0,150 mg/L PO4-P para Marina. A recolha das amostras

ocorreu após um período em que se registaram algumas chuvas podendo atribuir-se os

valores obtidos para fosfatos à possível escorrência de solos fertilizados para o interior da

albufeira, ou ainda possivelmente pela libertação de fósforo a partir dos sedimentos de

fundo. No estudo de Lopes (2002), foram registados elevados valores de fósforo no

centro da albufeira (de 0,3 mg P/L).

Os valores para a dureza da água observados foram mais elevados para as águas

de Crestuma-Lever (≈158,7 mg/L) (Tabela 9), reflectindo um alto teor em material mineral

que, segundo o INAG (2009), é característico em albufeiras de curso principal, as quais

apresentam uma maior carga de nutrientes, alcalinidade, dureza, condutividade.

Cabecinha et al. (2009a), no seu estudo entre 1996 e 2004, registaram para o mesmo

local de Crestuma-Lever valores semelhantes de dureza (104 mg/L de CaCO3).

O carbono orgânico dissolvido (COD) expressa a quantidade de moléculas

orgânicas presentes nos ecossistemas aquáticos de origens e composição diversas. A

principal fonte de COD nas águas superficiais ocorre pelo lixiviamento de solos e pela

decomposição da matéria orgânica (Sucker e Krause, 2010). Lopes (2002) reporta que a

FCUP


36

presença deste elemento nas albufeiras resulta essencialmente da actividade

fotossintética. Häder et al. (1998) destacam que o COD é o produto da degradação dos

organismos de vida aquática e de grande importância para a reciclagem do carbono nos

ecossistemas aquáticos. O COD além de reduzir a intensidade da radiação solar na

coluna de água, tem forte afinidade com nutrientes inorgânicos e metais (Williamson et

al., 1999). Na Tabela 9 é possível observar os valores de COD registados nos locais de

estudo (Crestuma: ≈0,048 mg/L e Marina: ≈0,042 mg/L).

A produtividade fitoplanctónica foi registada no presente estudo através da

quantificação da clorofila a (Tabela 9). Marina, apresentou um valor mais elevado d

concentração em Clorofila a (≈25 mg/m3) do que Crestuma-Lever (≈9 mg/m3). Ainda para

a albufeira de Crestuma-Lever, outros estudos registaram valores de clorofila a maiores

do que os registados neste estudo; Lopes (2002), no seu estudo, registou picos de

Clorofila a (13 mg/m3) nos meses de novembro de 2000 e julho de 2001. Fidalgo (1990)

registou, em 1989, durante o mês de julho 40 mg/m3. De acordo com a DQA, para a

avaliação do Potencial Ecológico de albufeiras o elemento de qualidade biológica

recomendado é o fitoplâncton. Para tal devem ser analisadas as componentes da sua

composição, abundância e biomassa, e para a biomassa devem ser quantificados a

concentração de clorofila a, o biovolume total, biovolume de cianobactérias (%) e índice

de algas - IGA. No presente estudo, apenas o indicador Clorofila a foi utilizado para fins

de avaliação do Potencial Ecológico da albufeira Crestuma-Lever e da massa de água à

qual se estende a Marina. Assim, e de acordo com INAG (2009), para o elemento

Clorofila a foi calculado o Rácio de Qualidade Ecológica (RQE) através da seguinte

equação:

RQE = (1/valor obtido)/(1/valor referência)

Em estudos de monitorização e avaliação da qualidade da água, é utilizada a

combinação dos RQEs dos diferentes indicadores mencionados. No entanto, e de modo

a que estes valores sejam comparáveis, para albufeiras do tipo Norte, é necessário

normalizar os valores de RQE obtidos para uma escala semelhante. Assim, e para o

parâmetro da clorofila a procedemos desta forma de acordo com as seguintes equações:

FCUP


37

Tabela 10. Normalização dos RQEs (Fonte: adaptado de INAG, 2009).

ONDE RQE > 0,21 ONDE RQE < 0,21

Crestuma-Lever Marina

RQE normalizado = (0,5063 * 0,2160) + 0,4937 RQE normalizado = 0,0390 * 0,078

A Tabela 11 apresenta um resumo de todos os cálculos relativamente aos RQEs e

classifica, com base no que é determinado pelo INAG (2009) e em conformidade com o

mesmo, o Potencial Ecológico para o fitoplâncton da massa de água de Crestuma-Lever

e Marina. De acordo o INAG (2009) o valor 0,6 de RQE normalizado é o nível que

diferencia a classificação em Superior ou Bom para Razoável, Medíocre ou Mau. No

entanto, e para uma classificação mais correta, os restantes elementos fitoplanctónicos

deveriam entrar no cálculo através do somatório das médias aritméticas de cada um

deles (clorofila a com o biovolume total, % biovolume de cianobactérias com IGA, e

depois entre estes).

Tabela 11. Tabela resumo dos cálculos do RQE e classificação do Potencial Ecológico para o fitoplâncton para os dois

locais de amostragem.

Chl a (µg/L ou mg/m

3)

RQE RQE

Normalizado Classificação

CRESTUMA-LEVER 9,256 0,2160 0,603 Superior ou Bom

MARINA 25,632 0,0780 0,223 Razoável/Mediocre/Mau

Os valores de CBO5 registados foram mais elevados para Marina do que para

Crestuma-Lever (Tabela 9). Segundo Calisto e Trancoso (2005) CBO5 é um parâmetro

ambiental que consiste em quantificar o oxigénio consumido pelos microrganismos

aeróbios para a degradação da matéria orgânica presente na amostra (Santos, 2013),

após 5 dias de incubação, a 20ºC no escuro. De acordo com esta quantificação, é

possível obter-se uma estimativa do nível de poluição orgânica existente num

determinado ecossistema aquático dulçaquícola. Bordalo et al. (2006) registaram para

este parâmetro um valor médio de 1,30 mg/L em Crestuma-Lever, durante um período de

amostragem que ocorreu entre 1992 e 2001. Os dados disponibilizados pelo Sistema

Nacional de Informação de Recursos Hídricos, para um período de amostragem,

permitem mencionar que a média de CBO5 em Crestuma-Lever de outubro de 1988 a

dezembro de 2011 é de 1,5 mg/L, valor idêntico ao registado no presente estudo para o

local de Crestuma-Lever (≈1,5mg/L). No entanto, esta estabilidade é facilmente

quebrada, tal como descrito por Cabecinha et al. (2009a), através de descargas de

FCUP


38

efluentes industriais, do desenvolvimento urbano e agricultura intensiva que afectam a

qualidade da água das albufeiras construídas ao longo do rio Douro.

Assim e à luz dos resultados obtidos pode-se concluir, de acordo com os

parâmetros físicos e químicos avaliados, que para o ponto Marina, devido às suas

características de águas paradas e de pouca profundidade favoreçam a maior

concentração de matéria orgânica e uma maior produtividade primária, implicando em

valores mais elevados para o CBO5 e para o conteúdo em clorofila a, respectivamente.

Por essa razão, de referir que nos ciclos do oxigénio, azoto e carbono a presença das

bactérias é fundamental para a produção e decomposição da matéria orgânica, de modo

a contribuir essencialmente nos processos de autorregulação e autodepuração de

ecossistemas aquáticos contaminados (Abreu, 2006). Mais, devido às dragagens que

frequentemente ocorrem no leito principal do rio Douro (Azevedo et al., 2005), justificam-

se os valores mais elevados para nutrientes como o teor em fosfatos, em Crestuma-

Lever, possivelmente resultantes da ressuspensão dos sedimentos. Todavia, o valor para

fosfatos parece não comprometer a qualidade da massa de água em questão. Em suma,

e de acordo com os parâmetros físicos e químicos analisados, propostos na DQA, as

águas nos dois locais de estudo não parecem apresentar valores críticos para serem

classificadas como massas de água com o Potencial Ecológico Bom para Crestuma-

Lever e Razoável para Marina. Tais classificações são corroboradas pelos dados obtidos

através do elemento biológico analisado clorofila a (ver Tabela 11).


Relativamente aos ensaios agudos efetuados não se registou toxicidade para os

diferentes níveis tróficos avaliados. Daphnia magna e Aliivibrio fischeri não foram

significativamente afetados após exposição aguda quer às águas naturais de Crestuma

Lever e Marina, quer para os elutriados preparados a partir dos sedimentos, provenientes

de cada ponto de amostragem. Para D. magna, e apenas para os organismos expostos a

100% do elutriado da Marina, se observou alguma imobilidade/mortalidade, no entanto,

não foi possível a determinação de um EC50. Por este motivo e de modo a evitar elevadas

taxas de mortalidade nos ensaios crónicos, para os sedimentos provenientes dos dois

locais de estudo optou-se por utilizar 75% da diluição de elutriado como o tratamento

mais elevado para os ensaios crónicos.

Os parâmetros medidos nos ensaios crónicos com D. magna, quando exposta às

águas naturais e elutriados, apresentam-se na Figura 8 e Tabela 12. De um modo geral

FCUP


39

não se registaram efeitos deletérios, sendo observado, por vezes, aparentes fenómenos

estimulatórios.

Relativamente à idade da 1ª reprodução, esta foi significativamente antecipada

apenas para os organismos expostos ao elutriado dos sedimentos da Marina na diluição

mais pequena (25%) (Figura 8 e Tabela 12). Esta antecipação poderia estar associada à

ocorrência de fenómeno estimulatório hormético, no entanto, a idade à 1ª reprodução de

D. magna em condições normais ocorre entre o 8º e 10º dia após o nascimento (Jonczyk

& Gilron, 2005).

O fenómeno hormesis, que se caracteriza pela capacidade de estimulação nos

parâmetros da história de vida (e.g. da reprodução, do crescimento, incremento

populacional) a baixas concentrações seguido de forte inibição a elevadas

concentrações, foi já observado em diversos estudos (Antunes et al., 2007a; Antunes et

al. 2007b; Calabrese et al., 2013). Este efeito estimulatório é justificado por vários

autores, nomeadamente em D. magna e D. longispina, quando estes organismos são

expostos a efluentes e elutriados. A existência de bactérias e outros constituintes do

necton poderão servir como uma fonte adicional de alimento, promovendo este fenómeno

(Sibley et al., 1997; Chapman, 2000; Podemski e Culp, 2001; Antunes et al., 2007a;

Antunes et al., 2007b). Por outro lado, existem estudos em que se observou o efeito

contrário: Martinez-Madrid et al. (1999), observaram um atraso na idade à 1ª reprodução

para D. magna, quando exposta a elutriados preparados a partir de sedimentos de fundo

do rio Nervion (históricamente contaminados); Pereira et al. (2009), registaram também

um atraso significativo de D. magna na idade à 1ª reprodução quando exposta a um

efluente do tratamento do branqueamento da pasta de papel.

Em relação ao número total de neonatos, na universalidade das amostras não se

registaram diferenças significativas em relação ao controlo, com exceção para a diluição

mais pequena do elutriado de Crestuma (Figura 8 e Tabela 12). Este padrão foi também

observado por Martinez-Madrid et al. (1999) que registaram aumento no número total de

neonatos e na biomassa final de D. magna quando exposta a baixas concentrações de

elutriado preparado a partir do sedimento de fundo de um rio. Antunes et al. (2007b)

também registaram aumento no número de neonatos para D. magna e D. longispina

quando expostas a elutriados preparados a partir de sedimentos de lagoas de

sedimentação de uma mina de urânio. Um padrão contrário é registado para a água da

Marina, onde se observa uma aparente diminuição do número de neonatos ao longo das

diluições, no entanto, sem registo de diferenças significativas. Alguns indivíduos expostos

à água proveniente da Marina deram origem a ovos inviáveis. Estes não foram

FCUP


40

quantificados e analisados estatisticamente, no entanto, a sua ocorrência poderá indicar

uma situação de stresse sobre os organismos. Uma possível explicação prende-se com o

fato de as embarcações geralmente utilizarem tintas que contêm compostos orgânicos

com propriedades anti-incrustantes. Alguns destes compostos orgânicos podem

apresentar toxicidade para organismos aquáticos. O tributilestanho (TBT), proibido em

2008 pela Organização Maritima Internacional, ficou bastante conhecido devido à elevada

toxicidade que apresenta para os organismos aquáticos. Dentre os efeitos reportados

pela exposição a este composto estão: a diminuição de jovens recém-fixados nas

embarcações, anomalias de desenvolvimento nas larvas, balling, e a ocorrência de

impossexo observado em moluscos (Castro et al., 2011). Atualmente, outros biocidas

frequentemente utilizados com o mesmo fim do TBT têm vindo a ser analisados para a

verificação do potencial deletério que podem causar as espécies aquáticas. No entanto,

note-se que no presente estudo não foi quantificada nenhuma substância

prioritária/poluente específico, sendo, portanto, apenas uma hipótese

levantada/apresentada, uma vez que estudos anteriores já quantificaram valores de

contaminantes (Trancoso et al., 2001; Ribeiro et al., 2009).

Relativamente à taxa de crescimento somático, também não se registaram

diferenças significativas nas diferentes diluições para as águas naturais. No entanto, para

o elutriado da Marina na diluição mais baixa (25%) registou-se um decréscimo

significativo deste parâmetro (Figura 8 e Tabela 12). Efeito contrário a este foi reportado

no estudo conduzido por Antunes et al. (2007b), o qual apresentou um aparente

fenômeno estimulatório na taxa de crescimento somático para D. magna e D. longispina,

expostas as concentrações acima dos 12,5% de elutriados.

A taxa de incremento populacional (r) é o parâmetro integrador da história de vida

de D. magna, uma vez que leva em consideração a informação relativa dos parâmetros

avaliados e a influência que cada indivíduo tem na população. Stark et al., (1997) e Jager

et al. (2006) reportam que o sucesso da reprodução, em particular a taxa de incremento

populacional (r) tem sido recomendada em laboratórios com análises ecotoxicológicas

porque combina efeitos letais e subletais em um único e significativo parâmetro. De um

modo geral, o padrão de respostas obtido para a taxa de incremento populacional, não foi

significativamente afetado quer para as águas naturais quer para os elutriados. A única

exceção a esta situação foi observada para a água natural da Marina na diluição de 25%,

registando-se um incremento significativo deste parâmetro. Contrariamente ao observado

neste estudo, Antunes et al. (2007a) registou efeitos negativos para a taxa de incremento

populacional em D. magna quando exposta a um efluente de mina de urânio. Os

FCUP


41

principais parâmetros da história de vida de Daphnia (crescimento e sobrevivência) são

dependentes da entrada de energia na forma de alimentação (Villarroel et al., 2003). As

alterações no comportamento alimentar - geralmente induzidas por contaminantes –

podem ter consequências significativas, nomeadamente em alterações na taxa de

incremento populacional (Taylor et al., 1998). Além disto, Fenchel (1974) reporta que num

ambiente constante, sem perturbações, as populações tendem a crescer, apresentando

um aumento da taxa de incremento populacional (r).

Vários autores referem que os ensaios ecotoxicológicos são complexos uma vez

que em determinados contextos poderão não ser totalmente realistas, por se efetuarem

em condições laboratoriais controladas, diferentemente do que acontece nos

ecossistemas naturais (Chapman, 2000; Antunes et al., 2003; 2007a). Por outro lado, as

respostas podem diferenciar-se de acordo com as diferentes espécies escolhidas para

execução dos testes (padrão ou autóctones), uma vez que a sensibilidade de espécies é

diferente. Assim, e uma vez que D. magna é uma espécie padrão, a adopção da espécie

D. longispina como complemento nos ensaios ecotoxicológicos deste estudo poderia-nos

fornecer uma avaliação da qualidade da água da albufeira de Crestuma-Lever mais

realista, visto que esta última espécie é autóctone em águas portuguesas (Antunes et al.,

2007a). Outro exemplo de variações nas respostas observadas para diferentes espécies

de cladóceros foi reportado por Vasconcelos (1999), que verificou que Ceriodaphnia

pulchella apresentou menor sensibilidade quando exposta a estirpes tóxicas e não

tóxicas de Microcystis aeruginosa enquanto Daphnia longispina foi afectada mais

significativamente. Mais ainda, espécies mais pequenas de cladóceros parecem ser

menos afectadas aquando da ocorrência de blooms de cianobactérias (Vasconcelos,

1999). Por outro lado, Koivisto et al. (1992) reportam que o tamanho de Daphnia magna

pode aumentar a sua tolerância a compostos tóxicos em comparação com cladóceros

mais pequenos e mesmo com outras espécies zooplantónicas.

A similaridade dos resultados nos tratamentos testados é evidente, não se

observando efeitos negativos a nível reprodutivo e populacional em Daphnia magna.

FCUP


42

Figura 8. Resultados obtidos para os parâmetros referentes ao crescimento e reprodução de D.magna, nos ensaios crónicos, após exposição às águas naturais e aos elutriados - preparados a partir dos sedimentos recolhidos nos dois pontos de amostragem: Crestuma-Lever e Marina. As barras representam a média ± erro padrão das 10 réplicas utilizadas para cada diluição. *Representa as diferenças estatísticas registadas entre o Ctl e as respectivas diluições testadas para cada local.

Idade à 1ª reprodução

Ctl 25 50 75

Dia

s

0

2

4

6

8

10

12

14Marina

Crestuma

*

Número de neonatos

Ctl 25 50 75

Nú

me

ro d

e n

eo

na

tos

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

120

*

Número de ninhadas

Ctl 25 50 75

Nú

me

ro d

e n

inh

ad

as

0

1

2

3

4

5

Taxa de crescimento somático

Ctl 25 50 75

Ta

xa

de

cre

sc

ime

nto

so

má

tic

o (

dia

-1)

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

*

Taxa de incremento populacional

Diluição do elutriado (%)Ctl 25 50 75

Ta

xa

de

in

cre

me

nto

po

pu

lac

ion

al

(dia

-1)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

ElutriadosIdade à 1ª reprodução

Ctl 25 50 100

Dia

s

0

2

4

6

8

10

12

14Marina

Crestuma

Número de neonatos

Ctl 25 50 100

Nú

me

ro d

e n

eo

na

tos

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

120

Número de ninhadas

Ctl 25 50 100

Nú

me

ro d

e n

inh

ad

as

0

1

2

3

4

5

Taxa de crescimento somático

Ctl 25 50 100

Ta

xa

de

cre

sc

ime

nto

so

má

tic

o (

dia

-1)

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

Taxa de incremento populacional

Diluição da água natural (%)Ctl 25 50 100

Ta

xa

de

in

cre

me

nto

po

pu

lac

ion

al

(dia

-1)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

*

Águas naturais

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43

Tabela 12. Tabela resumo da análise de variâncias de uma via aplicada aos parâmetros quantificados nos ensaios crónicos com D. magna exposta às águas naturais e aos elutriados (g.l. - graus de liberdade; QM – quadrados médio; F - F estatístico (QMfactor/QMresidual), P- probabilidade). Os valores a negrito evidenciam os parâmetros para os quais se registam diferenças significativas.

Parâmetro g.l. QM F P

Águas naturais

C

Idade à 1ª reprodução 3, 35 0,497 0,541 0,657

Número de neonatos 3, 35 5,24E-3

0,667 0,578

Número de ninhadas 3, 35 0,123 0,282 0,838

Taxa de crescimento somático 3, 34 1,04E-5

2,542 0,073

Taxa de incremento populacional 3, 36 4,12E-4

1,079 0,370

M


Número de neonatos 3, 33 8,70E-3

1,050 0,384



4,237 0,012


3,831 0,018

Elutriados

C


Número de neonatos 3, 34 0,015 5,814 0,003



2.217 0,104


0,587 0,628

M


Número de neonatos 3, 28 0,0014 0,426 0.736



5,436 0,005


0,244 0,865

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44

Considerações Finais

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45

4 Considerações Finais

A elaboração da Lei n°58/2005, Lei da Água, como instrumento indicativo e

regulamentador legislativo em Portugal, foi um contributo essencial no que compete a

gestão dos recursos hídricos, tendo em vista seu carácter inovador, a sua abrangência e

transversalidade. Brils (2008) reporta que a DQA fornece uma aproximação nova, global

e integrada à proteção, melhoramento e uso sustentável da água, bem como, uma

abordagem combinada para os limites de emissão e para os padrões de qualidade.

Ferreira et al. (2009), por sua vez, mencionam que a DQA propõe uma tipologia de base

abiótica apoiada em variáveis fisico-quimicas e hidromorfológicas. Desta maneira,

diferentes condições abióticas irão constituir diferentes comunidades biológicas, podendo

estas serem observadas na sua composição, estrutura ou organização ecológica.

A avaliação de elementos da qualidade biológica, como o fitoplâncton,

desempenha um papel relevante como indicador ecológico, pelo que representam a base

da teia alimentar e respondem rapidamente aos stresses e perturbações provenientes

das actividades humanas (Cabecinha et al., 2009a). Além disso, factores abióticos variam

no tempo e espaço e dada a complexidade destas variações, o acompanhamento e o

armazenamento de informações resultantes da avaliação dos elementos

hidromorfológicos e elementos de qualidade (biológicos, físicos e químicos) é de extrema

importância para o aperfeiçoamento do conhecimento científico e prático relativamente

aos diferentes tipos de ecossistemas aquáticos. De referir também que a solução para os

problemas ambientais não se baseia unicamente na adoção de ferramentas chave como

a quantificação de substâncias e o uso bioindicadores ambientais. Deve-se também

considerar os principios apresentados pela Directiva Quadro da Água, como a proteção e

a prevenção. Deste modo possivelmente reduzir-se-ão as pressões exercidas sobre os

ecossistemas aquáticos ou a interferência será em menor magnitude sobre a capacidade

de autodepuração dos sistemas naturais sujeitos às perturbações.

No entanto, são já reconhecidas algumas lacunas dentro da abordagem de

avaliação proposta pela DQA relativamente a:

1. Ao controlo da qualidade dos sedimentos (fundamentalmente importantes

para a determinação da qualidade de massas de água);

2. À inexistência de valores limites, i.e., de fronteira para alguns parâmetros de

monitorização físico-químicos e dos elementos da qualidade biológica para as

massas de água fortemente modificadas - albufeiras;

Levando em consideração estas questões, alguns autores têm vindo a trabalhar no

sentido de propor novos modelos ou complementares para utilização numa avaliação

FCUP


46

ecológica mais realista e exequível. Neste contexto, é importante realçar que ultimamente

muitos têm sido os incentivos para a criação de métodos e/ou ferramentas de prevenção,

controlo, identificação, monitorização de fontes poluidoras e do estado da qualidade dos

ecossistemas.

No presente estudo, foi efetuada a avaliação da qualidade da água de dois pontos

na albufeira de Crestuma-Lever através de duas abordagens: a perspectiva da DQA

(apoiada em alguns parâmetros físicos e químicos e no elemento biológico fitoplanctónico

- clorofila a) e a de ensaios ecotoxicológicos. De salientar que neste estudo não foi

quantificada a concentração de nenhuma substância prioritária (metais, pesticidas, ou

qualquer outro contaminante) proposta pela DQA. No entanto, recorremos sempre que

necessário a dados disponíveis na literatura, apresentados e discutidos por outros

autores, salvaguardando sempre que existe uma grande variabilidade destes dados e

que a quantificação destes contaminantes apenas reflectem o estado do sistema nessa

altura, de forma pontual.

Em suma e de acordo com os dados obtidos nos parâmetros de avaliação

segundo a DQA, no presente caso de estudo, a água da albufeira de Crestuma-Lever, em

dois pontos distintos, não apresentou valores preocupantes (parâmetros físicos e

químicos e quantificaçao da clorofila a). Relativamente à abordagem da avaliação das

águas naturais e elutriados através da realização de ensaios ecotoxicológicos, não se

registou toxicidade aguda nem crónica. Esta avaliação corroborou os dados obtidos pelos

parâmetros físicos e químicos concluindo que a água de Crestuma-Lever apresentou

uma qualidade boa e a Marina apresentou uma qualidade razoável, para o período de

amostragem do estudo.

Na perspectiva de trabalho futuro e tendo como base os resultados aqui obtidos

sugere-se um acompanhamento mensal dos parâmetros físicos e químicos. Sempre que

estes apresentarem valores anormais, dever-se-á recorrer a ensaios ecotoxicológicos

como ferramenta de avaliação ecológica das massas de água. Paralelamente, a

quantificação das substâncias prioritárias determinadas em legislação específica e a

adopção da espécie D. longispina (que apresenta maior relevância ecológica para

Portugal) para processos de monitorização parece serem parâmetros fundamentais,

dando informação também sobre o funcionamento do ecossistema.

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47

Referências Bibliográficas

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48

5 Referências Bibliográficas

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